| Indhold |

Miljøprojekt, nr. 657, 2002

Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast

Eksempler med udgangspunkt i konkrete produkter

Indholdsfortegnelse

Forord

Dette projekt er initieret af plastgenvindingsvirksomheden Replast A/S og udført af konsulentvirksomheden Instituttet for Produktudvikling - IPU. Replasts interesse i projektet er at vinde interesse for plastgenvinding og almennyttigt at fremme miljørigtig genvinding mest muligt. Projektet er koordineret med projektet "Indsamlingssystemer for plastflasker og –dunke" (Ottosen og Tønning, 2001). Endvidere har projektet leveret data til den samfundsøkonomiske analyse af bortskaffelse af plastflasker og – dunke fra husholdninger, som gennemføres af Miljøstyrelsen.

Projektet skal belyse, hvilke betingelser der skal være opfyldt, for at genvinding af plast set som helhed er miljø- og ressourcemæssigt fordelagtigt frem for f.eks. affaldsforbrænding for dermed at støtte udviklingen af sorteringskriterier, indsamlingsstrategier og behandlingsmetoder. De nævnte forhold er vigtige for aktivitetsudviklingen og dermed for at stimulere graden af materialegenvinding.

Foruden undertegnede har følgende medvirket til projektet: Marianne Wesnæs har udført litteraturgennemgang af indsamlingspotentialer, Ulrik Monberg har udført forsøg og beregninger vedr. rensning af husholdningsemballager og Replast A/S har bidraget med generelle erfaringer og data. Kvalitetsgennemgang af rapporten er udført af Henrik Wenzel og Kathe Tønning.

Til projektet har været knyttet en følgegruppe med repræsentanter fra Miljøstyrelsen, Kommunernes Landsforening, Plastindustrien i Danmark, Affaldsteknisk Samarbejde, Renosam, Teknologisk Institut, Replast A/S og IPU.

Projektgruppen håber, at Miljøstyrelsen, kommuner, affaldsselskaber og genvindingsvirksomheder kan anvende miljøvurderingerne ved prioritering af indsatsområder og strategier for en øget indsamling og genvinding af plast.

Juni, 2001

Niels Frees, IPU

Sammenfatning og konklusioner

Dette projekt skal belyse, hvilke betingelser der skal være opfyldt for at recirkulering af plast som helhed er miljø- og ressourcemæssigt fordelagtigt frem for affaldsforbrænding. Betingelser kan f.eks. relateres til plasttype og mængde, plastaffaldet (urenheder, nedbrydning), energiforbrug til genvinding samt kvalitet og anvendelse af regranulat.

Projektets resultat kan støtte udviklingen af sorteringskriterier, indsamlingsstrategier og behandlingsmetoder, som er miljømæssigt begrundet. Projektet fokuserer på: Transportemballage samt plastflasker og -dunke fra husstande

Baggrunden for projektet er en øget interesse for genvinding af plastemballage som bl.a. skyldes, at Danmark via EU-regler har forpligtet sig til at sikre materialegenvinding af minimum 15 % af alle plastemballager, men det kan forventes, at der fremover vil blive krav om større genvinding.

Projektet omfatter: Estimering af indsamlingspotentialet, dvs. mængder og typer af plastfraktioner, der kan indsamles; beskrivelse af afsætningspotentialet, dvs. mængder og typer, som det recirkulerede plast kan anvendes/afsættes til, herunder om der sker downcycling; og endelig miljøvurdering af udvalgte genvindingsscenariers energiforbrug og miljøeffekter.

Miljøvurderingerne er udført på screening niveau efter livscyklusprincippet.

Kapitel 1 af projektet er en indledning, som fortæller om projektets baggrund og formål.

Potentialer og fokusområder

Kapitel 2 af projektet gennemgår indsamlings- og afsætningspotentialet med det formål at udpege fokusområder til miljøvurderingen. En nærmere analyse af indsamlingspotentialet for husholdningsaffald er udført i det parallelle projekt: "Indsamlingssystemer for plastflasker og -dunke", ligeledes udført for Miljøstyrelsen.

Kapitel 2 viser, at opgørelsen af indsamlingspotentialet er usikker, især på detaljeret niveau. For at indsnævre fokus er der foretaget en forhåndsudvælgelse af produkter, eftersom emballagen kan være relevant, måske relevant eller ikke relevant at genvinde. Denne kategorisering udføres ud fra kriterier om mængde og indhold af en række specifikke emballerede produkttyper.

Ud af et samlet potentiale på ca. 108.000 t plast detailemballage er det vurderet relevant eller måske relevant at genvinde 37%. Heraf ligger hovedparten i gruppen "måske relevant".

Ud af et samlet potentiale på ca. 97.000 t plast transportemballage er det vurderet relevant eller måske relevant at genvinde 93%. Heraf ligger hovedparten i gruppen "relevant".

Kapitel 2 konkluderer, at der findes fraktioner af "ren" transportemballage, som har et stort mængdepotentiale, og som det er relevant at genvinde. Det gælder f.eks. folie fra byggepladser og forbrugsgoder, samt kasserede transportkasser. Det konkluderes yderligere, at mængdepotentialet af plastemballage fra husholdninger kan være interessant, men at genvindingen kan medføre miljøproblemer, således at affaldsforbrænding måske i nogle tilfælde er at foretrække. Dette belyses senere i projektet.

Miljøvurderingernes metode og data

Kapitel 3 gennemgår miljøvurderingernes metode og afgrænsningen af scenarierne. Herunder er den funktionelle enhed defineret som:

"1 kg emballagemateriale af materiale X til emballering af produktkategori Y ved indsamlingseffektivitet Z"

Kapitel 3 lægger vægt på at forklare en række metodemæssige begreber og de vurderede miljøeffekter, således at ikke-LCA-kyndige vil have de basale forudsætninger for at forstå projektets resultater.

Kapitel 4 gennemgår de data , der er samlet ind som en del af projektet. Det drejer sig især om data for indsamlingssystemer og plastgenvinding.

Miljøvurdering af transportemballage

Kapitel 5 gennemgår miljøvurdering af "rene" PE folier og kasser, der blev udpeget som et fokusområde, som blev vurderet relevant at genvinde.

"Ren" betyder, at PE emballagerne ikke er sammenblandet med plasttyper, som ikke kan frasorteres under genvindingen, og at emballagerne er fri for urenheder o.lign., der ikke lader sig vaske af rimeligt nemt.

For disse fraktioner er genvinding at foretrække frem for affaldsforbrænding. Fordelen er størst, hvis man kan nøjes med regranulering frem for omsmeltning, dvs. for plastkasser, der har en vis godstykkelse.

Det blev yderligere vurderet, hvad det betyder at sende plastaffaldet til Fjernøsten for genvinding. Generelt blev dette fundet betænkeligt fra et miljømæssigt synspunkt grundet transportens emissioner, men der er forskel på betydningen for de enkelte miljøeffekter.

Miljøvurdering af flasker, dunke og bøtter fra husholdninger

Kapitel 6 gennemgår miljøvurdering af flasker, dunke og bøtter fra husholdninger, der blev udpeget som et fokusområde, som det er måske relevant at genvinde.

To aspekter er interessante:

1. Forurening af plastaffaldet
2. Indsamlingseffektiviteten

Forureningsgraden af de brugte plastemballager blev målt ved deres restindhold omregnet til COD (Chemical Oxygen Demand), dvs. hvor meget oxygen der skal til for at nedbryde de organiske stoffer, som typisk udgør hovedbestanddelen af emballagernes restindhold, f.eks. fødevarerester.

For at plast skal kunne genvindes med en tilstrækkelig god kvalitet, er det vigtigt at afvaske enhver form for forurening. Det brugte vaskevand skal spildevandsbehandles, uanset om afvaskningen finder sted i husholdningen eller på genvindingsvirksomheden, og COD er en nøgleparameter for renseanlæggets energiforbrug. COD er tillige en nøgleparameter for, hvor meget energi man eventuelt ville kunne få ud af emballagens restindhold ved affaldsforbrænding.

En række almindelige husholdningsprodukter i plastflasker og –bøtter blev indkøbt, tømt og vasket under registrering af vandforbrug, emballagevægt og vægt af restindhold. COD mængden blev beregnet og inddelt i kategorierne: Ingen (ren), lav, middel og høj. Især plastflasker til olie/-fedtholdige produkter viste sig vanskelige at tømme, og der var et restindhold tilbage, som oversteg emballagens vægt. COD mængden blev derfor høj, typisk svarende til 1,5 kg per kg plastemballage.

Mængden og typen af restprodukt og dermed COD belastningen blev fundet afgørende for, om genvinding kan svare sig. En kritisk COD mængde er ikke fundet, men for et "middel" COD indhold på 0,7 kg per kg plast kan genvinding næppe svare sig. Dette svarer til f.eks. bodylotion og yoghurt i plastflaske. Sennep, remoulade og mayonnaise er rubriceret som "høj COD".

Nedenstående skema angiver retningslinier for, hvornår genvinding kan svare sig i forhold til affaldsforbrænding, når der vaskes af i henholdsvis koldt og varmt vand. I projektet blev emballagerne vasket af enkeltvis, og hertil medgik typisk et par liter varmt vand. For at eliminere miljøbelastningen til opvarmning af vand blev beregningerne som supplement udført uden vandopvarmning, dvs. for koldt vand. Det er næppe praktisk muligt at vaske brugt plastemballage med høj COD af i koldt vand.

Med hensyn til indsamlingseffektiviteten er den generelle konklusion, at så høj indsamlingseffektivitet som muligt til genvinding er at foretrække, men emballager, som er uegnede for genvinding (f.eks. COD jfr. ovenstående), bør frasorteres til affaldsforbrænding.

Miljøvurdering af følsomme antagelser (følsomhedsvurdering)

I projektet er der gjort en række antagelser, som kan være følsomme for studiets resultater.

Vigtige og følsomme antagelser gælder energi. Energiantagelserne er kritiske for, hvor stor fordelen er ved genvinding, og om genvinding er en fordel på alle punkter. Antagelserne gælder valg af allokering mellem el og varme, stedspecifik eller marginal valg af energiscenarie og fremtidig energiforsyning. Generelt kan man sige, at jo mindre miljøbelastende energien der fortrænges ved affaldsforbrænding er, jo dårligere kan affaldsforbrænding svare sig i forhold til genvinding. Hvis man antager, at den fremtidige energiforsyning i Danmark bliver mere miljøvenlig, betyder det altså, at affaldsforbrænding dårligere vil kunne svare sig i forhold til genvinding.

Projektets resultater for husholdningsemballagers COD og indsamlingseffektivitet er fremkommet under idealiserede antagelser. Miljøvurderingerne for COD er således udført med 100 % indsamlingseffektivitet af ublandede fraktioner af lav, middel og høj COD. Miljøvurderingen af indsamlingseffektivitetens betydning er foretaget for "ren" plast. I et virkeligt system har man plastaffald med forskellige COD mængder samt mulighed for forskellige indsamlingseffektiviteter. Der blev derfor udført følsomhedsvurdering for eksempler på sådanne mix.

Resultatet viser, at der findes en optimal indsamlingseffektivitet for husholdningsemballager, hvor andelen til genvinding og andelen til affaldsforbrænding giver den mindst mulige miljøbelastning for systemet som helhed. Med hensyn til ressourcer er det generelt en fordel at genvinde. For op til 50 % genvinding, hvor resten affaldsforbrændes, er det vægtede ressourceforbrug næsten konstant. For følsomhedsvurderingens beregningseksempler synes 50 % indsamlingseffektivitet til genvinding at være optimalt.

Virkelighedens optimale indsamlingseffektivitet er ikke bestemt i dette projekt, da det statistiske grundlag for produkter er for mangelfuldt til, at man herfra kan beregne det faktuelle mix af COD fraktioner i plastaffald. Dette kræver oplysning om salget af en lang række specifikke produkter herhjemme. Noget tyder dog på, at fraktionen af "høj COD" er ret betydelig, men at forbrugerne foretrækker at smide dem i skraldespanden, da de er vanskelige at rengøre.

Summary and conclusions

The purpose of this project is to examine the requirements to be met in order to make recycling of plastic materials more advantageous than waste incineration in respect to environment and resources. The conditions may e.g. be related to type and amount of plastics, waste (impurities, decomposition), energy consumption in connection with recovery as well as quality and application of the recovered granulate.

The result of the project may support the development of sorting criteria, collection strategies and waste treatment methods that are environmentally justified. The focus of the project is transport packaging as well as household bottles and jars made of plastic.

The project is based on the increasing interest in recovering plastic packaging materials which is due to the fact that Denmark through EU regulations has been committed to ensure recovery of at least 15% of all plastic packaging materials. However, a demand for further increase of this rate can be expected.

The project comprises: estimation of the collection potential, i.e. amounts and types of plastic fractions that can be collected; description of the reuse potential, i.e. amounts and types of products for which the recovered plastics can be used and whether there will be downcycling. Finally, environmental impact assessment of energy consumption and environmental impacts of selected recovery scenarios is made.

The environmental assessments are carried out on a screening level according to the life cycle principle.

Chapter 1 is an introductory description of the background and the objective of the project.

Potentials and focus areas

Chapter 2 of the project deals with the collection and reuse potentials with a view to selecting focus areas for the environmental assessment. A closer analysis of the collection potential for household waste was made in the parallel project: "Collecting systems for plastic bottles and jars" which was also carried out for the Danish Environmental Protection Agency.

Chapter 2 indicates that the collection potential inventory is uncertain, especially at a detailed level. In order to restrict the focus area a pre-selection of products has been made, as the packaging may be relevant, perhaps relevant or not relevant to recover. This categorizing is based on criteria such as amount and contents of a number of specific packaged product types.

Out of a total potential of approx. 108.000 tons of plastic retail packaging materials a recovery of 37 % has been estimated as relevant or perhaps relevant, the major part being perhaps relevant.

Out of a total potential of approx. 97.000 tons of plastic transport packaging materials a recovery of 93% has been estimated as relevant or perhaps relevant, the major part being relevant.

Chapter 2 concludes that there are fractions of "clean" transport packaging materials that have a large volume potential and which are therefore relevant to recover. This especially applies to film wrapping from building sites and consumer goods as well as discarded transport boxes. Further, it is concluded that the potential volume of plastic packaging materials from households may be interesting, but that the recovery may cause environmental problems which may make waste incineration more advantageous in certain cases. This is illustrated in more detail later in the project.

Methods and data of the environmental assessments

Chapter 3 deals with the method of the environmental assessments and the restriction of the scenarios.

The functional unity has been defined as:

"1 kg packaging of the material type X for packaging the product category Y at the collection efficiency Z"

Chapter 3 concentrates on explaining the various method concepts and assessed environmental impacts so that others than LCA-experts can achieve the necessary background knowledge to be able to understand the results of the project.

Chapter 4 describes the data collected as part of the project. This applies especially to the data concerning collection systems and recovery of plastics.

Environmental assessment of transport packaging

Chapter 5 describes the environmental impact assessment of "clean" PE films and boxes which was selected as a focus area which is relevant to recover.

"Clean" means that the PE packages are not mixed up with plastics that are impossible to discard during the recovery, and that the packages are free from impurities etc. which cannot be cleaned off fairly easy.

For these fractions recovery will be preferred to waste incineration. The biggest advantage is achieved if regranulation without remelting will do i.e. for plastic boxes with a certain goods thickness.

Further, the effect of sending the plastic waste materials to the Far East for recovery was estimated. In general, this was regarded as environmentally precarious due to the emissions of the transport, however, the individual environmental impacts are of different importance.

Environmental assessment of bottles, jars and bins from households

Chapter 6 describes the environmental impact assessment of household bottles, jars and bins which was selected as a focus area that is perhaps relevant to recover.

Two aspects are interesting:

1. The contamination of the plastic waste material
2. The efficiency of collection

The degree of contamination of the used plastic packages was measured by the residues calculated into COD (Chemical Oxygen Demand), i.e. the amount of oxygen needed to decompose the organic substances, which typically make out the main part of the residual content of the packages, e.g. remaining food products.

In order to recover plastics and obtain a sufficiently good quality it is important that any contamination is cleaned away. The used water shall be waste water treated no matter if the cleaning takes place within a household or in the recovery company, and COD is a key parameter for the energy consumption of the cleaning plant. Further, COD is a key parameter for the amount of energy derived from the residual content of the package in case of waste incineration.

A number of general household products in plastic bottles and jars were purchased, emptied and cleaned, while registering the water consumption, package weight and weight of the residual contents. The COD amount was calculated and listed under the categories: none (clean), low, middle and high. Especially plastic bottles for oil or fat containing products turned out to be difficult to empty, and the residual contents exceeded the weight of the package. Therefore, the COD amount was high, typically corresponding to 1.5 kg per kg plastic package.

The amount and type of the residual product and thus the COD impact turned out to be decisive for the question whether recovery can be justified or not. A critical COD amount was not found, but for a "medium" COD content of 0.7 kg per kg plastic, recovery does probably not pay. An example is e.g. body lotion and yoghurt in plastic bottles. Mustard, remoulade and mayonnaise are listed as "high" COD.

The table below sets some guidelines as to when recovery is worth while in comparison to waste incineration when cleaning in hot and cold water respectively. During the project the packages were cleaned individually, and for this job a few litres of hot water were typically used. In order to eliminate the environmental impact of heating the water, the calculations were also made without heating the water, i.e. in cold water. However, it is hardly possible to clean used packages with high COD in cold water.

With regard to the efficiency of the collection the general conclusion is that as high a collection efficiency as possible for recovery is preferred, however, packages which are not suited for recovery (e.g. COD according to the above), should be discarded and incinerated.

Environmental assessment of sensitive assumptions (sensitivity assessment)

During the project a number of assumptions were made, which may be sensitive to the result of the study.

Important and sensitive assumptions apply to energy. The energy assumptions are critical in regard to determining how big the advantage of recovery is, and whether recovery is advantageous in all respects. The assumptions concern choice of allocation between electricity and heating, average or marginal choice of energy scenario and future energy supply. In general, we can say that the more environmentally sound the energy displaced through waste incineration is, the less justified incineration will be in comparison to recovery. If it is assumed that the future energy supply in Denmark will become more environmentally compatible, this will consequently mean that waste incineration will be less advantageous than recovery.

The results of the project with regard to the COD and collection efficiency of household packaging have been achieved on basis of idealised assumptions. The environmental assessments for COD have thus been based on a collection efficiency of 100% of separate fractions of low, middle and high COD. The environmental assessment of the significance of the collection efficiency is based on "clean" plastics. In reality though, you will have plastic waste with different CODs as well as different collection efficiency rates. Therefore a sensitivity assessment was carried out for examples of such mixtures.

The result shows that there is an optimal collection efficiency for household packages, where the share for recovery and the share for waste incineration gives the least possible environmental impact for the system as a whole. With regard to resources recovery is generally an advantage. For a recovery of up to 50%, the rest being incinerated, the estimated resource consumption is almost constant. For the calculated examples of the sensitivity assessment a collection efficiency of 50% for recovery seems to be optimal.

The optimal collection efficiency of reality is not defined in this project, since the statistical basis of the products is too insufficient to make a calculation of the real mixture of COD fractions of plastic waste. This will require information on the annual sale of a number of specific products. There are, however, indications towards the fact that the fraction of high COD is considerable, but that the consumers prefer to put these in the waste bin, as they are too difficult to clean.

1. Indledning

Plastgenvinding i Danmark sker i dag med begrænset viden om, hvilke fraktioner det er miljømæssigt hensigtsmæssigt at recirkulere under samlet hensyntagen til mængde, miljøomkostninger og kvalitet af det recirkulerede produkt. Man risikerer derved at satse på plastgenvinding, hvor f.eks. mængdepotentialet eller den resulterende produktkvalitet er ringe, hvilket bevirker en ineffektiv genvindingsgrad, og at f.eks. affaldsforbrænding måske er et bedre alternativ.

Ved recirkulering forstås i denne sammenhæng sortering, rensning og granulering af plastaffald.

Formålet med projektet er gennem eksempler at belyse, hvilke betingelser der skal være opfyldt, for at recirkulering af plast set som helhed er miljø- og ressourcemæssigt fordelagtigt frem for affaldsforbrænding eller evt. andre former for materialegenvinding end recirkulering. Dette belyses ved at se på:

1. indsamlingspotentialet, dvs. mængder og typer af plastfraktioner, der kan indsamles
2. afsætningspotentialet, dvs. mængder og typer, som det recirkulerede plast kan anvendes/afsættes til, herunder om der sker downcycling.
3. udvalgte genvindingsscenarier, dvs. energiforbrug og miljøeffekter

De omtalte betingelser kan f.eks. relateres til plasttype, mængde, skrotkvalitet (urenheder, nedbrydning), energiforbrug til genvinding, kvalitet af regranulat, afsætning, etc.

Genvinding af plast er omfattet af affaldsbekendtgørelsens § 36 stk. 2, hvoraf det fremgår, at kommunalbestyrelsen skal anvise genanvendeligt transportemballageaffald af plast fra virksomheder til genanvendelse. Miljø- og Energiministeren, Dansk Industri, Plastindustrien i Danmark og Emballageindustrien i Danmark indgik i 1994 en aftale om genanvendelse af transportemballager af plast. Der var enighed om, at det er hensigtsmæssigt at koncentrere indsatsen om transportemballager frem for de plastemballager, der indgår i dagrenovation. Derfor har alle danske kommuner pr. 1. juli 1998 skullet iværksætte indsamling af transportemballager af plast, for at opfylde de danske genanvendelsesforpligtelser i henhold til EU, som foreskriver 15 % genvinding. Dette mål synes indenfor rækkevidde i 2000/2001, men det kan forventes, at der fremover vil blive krav om større genvinding.

Ifølge Miljøstyrelsens handlingsplan "Affald 21" skal kommuner udarbejde en redegørelse for initiativer til forebyggelse og genanvendelse af emballageaffald. En mulig kommende genanvendelsesordning for plastflasker og -dunke forventes at bidrage til en større genvinding, som projektet skal undersøge. I "Affald 21" er der primært satset på indsamling fra private husstande; men det må anses for nødvendigt også at se på indsamling af tilsvarende materialer fra erhverv.

2. Genvindingspotentialer

2.1 Indsamlingspotentialer, plasttyper og mængder

Indsamlingspotentialerne skal vise:

1. Emballagetypernes relation til de produktgrupper de skal emballere og derfor kan indsamles fra
2. De relevante emballagetyper på et tilstrækkeligt detaljeret niveau
3. Mængdepotentialerne for relevante emballagetyper relateret til produktgrupper

Viden til kortlægning af indsamlingspotentialer fordelt på typer af emballageplast (flasker/dunke og transportemballage) er opsøgt i statistik og undersøgelser på området. Dette har vist sig temmelig utilstrækkeligt, og der er kun fundet enkelte referencer som, suppleret med egne estimater og erfaringer, har kunnet danne basis for belysning af indsamlingspotentialerne.

2.1.1 Litteraturgennemgang

Danmarks Statistik, 2000:

"Den kombinerede nomenklatur" fra Danmarks statistik dækker over 10.000 varegrupper, men hvoraf kun få direkte vedrører plastemballager.

Under KN-kode 3923 "Transport- og emballagegenstande af plast: propper, låg, kapsler og andre lukkeanordninger af plast" er følgende inddeling uddraget som kommer tættest på dunke/flasker:

Kategorierne er ikke yderligere inddelt og kan derfor ikke umiddelbart anvendes til identifikation af typer og mængder.

KN-koden 3920 dækker "Andre plader, ark, film, folier, bånd, tape, strimler, af plast undtagen celleplast, uden underlag og ikke forstærket, lamineret eller på lignende måde i forbindelse med andre materialer". Kategorien er underdelt i plasttyper, dvs. i PE, PP, PVC, polycarbonat etc. og herunder i en række varegrupper. Kun få af varegrupperne kan identificeres som emballager, f.eks. 3920 10 24; PE, ikke over 0,125 mm, strækfolier. Alt i alt kategorierne under KN-3920 ligeledes utilstrækkelige til at identificere typer og mængder.

EU's statistik:

I EU's statistik er "Plastemballager" inddelt som følger:

Heller ikke denne kategorisering er tilstrækkelig detaljeret til at vise, hvilke produktområder emballagen er knyttet til.

FDB’s emballagehjemmeside, 2000: http://www.fdb.dk/

Modellen, som den ligger på Internettet, linker materialer (f.eks. karton, glas, plast) til emballagetyper (f.eks. bakker, bæger/bøtte/spand, flaske/dunk) og emballagetyper til varekategorier (f.eks. viktualievarer, frugt og grønt), hvor den oplyser om emballageforbrug i gram per liter af varegruppen. Modellen linker derimod ikke materialer og emballagetyper til varegrupper og er derfor ikke tilstrækkelig operationel til nærværende projekt. Modellen kan heller ikke give noget fingerpeg om totalforbruget af emballager per varegruppe.

Affald 21 1999:

I "Affald 21" (Miljøstyrelsen, 1999a) opgøres forbruget af plastemballager til ca. 150.000 tons per år (1995).

Heraf skønnes det, at ca. 90.000 tons plastemballage ender i dagrenovationen (private husstande).

Affald 21 indeholder ingen inddeling af plastemballageaffaldet.

Kompass-Danmark, 1999:

Database, som omfatter producenter og agenter for en lang række varegrupper (Kompass, 1999). Varegrupperne er kategoriseret på et mere detaljeret niveau end den statistiske nomenklatur og kan derfor anvendes til udfærdigelse af en systematisk listning af emballagetyper, se næste afsnit. Ydermere giver oplysningen om producenter og agenter mulighed for at kontakte disse for at skaffe information om emballagemængder, hvilket dog på nær få undtagelser har ligget uden for dette projekts rammer.

Plastemballagestatistik, 1998:

Inddelingen i "Plastemballagestatistik (1998)" (Jacobsen, H. og Hansen, G. 1999) synes ikke umiddelbar tilstrækkelig for projektet. I Plastemballagen inddeles plastemballagerne i plasttyper:

LDPE, HDPE, EPS, PP, PET, PET, PS og andet plast.

I en Norsk affaldsanalyse af husholdningsaffald er affaldet inddelt i 37 komponenter (Interconsult group, 1998). Af relevans for dette projekt er kategorierne (andel af samlet affaldsmængde):

Folie emballage (3,8 % af affaldet – vægt)
Emballage af hård plast (1,9%)
Drikkevareemballage af plast (0,15%)
Anden folie og hård plast (2,1%)
EPS Emballage (0,11%)
Anden EPS (0,02%)

Inddelingen kan ikke umiddelbart anvendes til identifikation af "flasker og dunke", og der er også forbehold vedr. repræsentativiteten for danske forhold.

Emballageforsyningen i Danmark - fordelt på varegrupper, 1997:

Populært kaldet "Top 500" – et projekt vedr. udpegning af emballagetunge produktgrupper (Miljøstyrelsen, 1997). Referencen sammenkæder forbrugsmængden af detail- og transportemballager med varegrupper. Udgangspunktet er den før omtalte "kombinerede nomenklatur" fra Danmarks Statistik, hvor man for de skønnet 500 mest emballagetunge positionsnumre har vurderet emballagetyper og mængder. Disse varepositioner er samlet i ca. 60 varegrupper, for hvilke emballageforbruget er opgjort. For plast er emballagen inddelt efter materialetype (PP, PS, EPS etc) samt i krympefolier og –hætter, strækfilm og –hætter og transportsække. Selv om opgørelsen rummer mange usikkerheder og enkelte huller (se afsnit 2.1.3) er den nok det bedste bud på relationen mellem emballager og varer.

Familiens Miljøbelastning, 1996:

Dette projekt (Økoanalyse 1996)(Dall, O. og Toft, J. 1996) opgør en families årlige forbrug af varer og energi og indeholder godt 800 positionsnumre. Varernes emballagetype og mængde er opgjort for samtlige positionsnumre, og projektet kan derfor give detaljeret information om, hvilke varer der bruger hvilke emballager og også om mængden målt per familie med 2 voksne, 2 børn. Med en vis usikkerhed kan totalforbruget derfra estimeres, se afsnit 2.1.3.

Bortskaffelse af emballage fra private husholdninger via dagrenovationen, 1996:

(Hanneslund, L. 1996) opgør totalmængder af de forskellige emballagematerialer, herunder plast, per husstand. Da emballagerne således hverken er relateret til produkter eller til specifikke plastmaterialer, kan rapporten ikke anvendes i nærværende projekt.

Dagrenovation fra private husholdninger, 1994:

(Nissen et. al. 1994) beskriver resultaterne af en analyse af dagrenovationen fra private husholdninger i 1992-1993. Her er affaldet delt ind i 20 fraktioner. En af disse fraktioner er kaldt "plastemballage". Ifølge rapporten er dagrenovationspotentialet for plastemballage ca. 58.000 tons per år.

Det er ikke muligt ud fra denne rapport at inddele plastemballage i yderligere typer og mængder.

Med udgangspunkt i (Kompass 1999) er nedenstående emballagetyper identificeret som værende relevante at recykle. Under type er markeret F/D for flasker/dunke og T for mulige transportemballager som relevante for projektet. Endelig er markeret GD for generel detailemballage m.v., som dog ikke er omfattet af projektet. Antal henviser til antal leverandører, som kan være producenter eller agenturer.

Yderligere er identificeret et antal emballage servicer, som ligeledes kan være relevante:

De typiske materialer til forskellige emballagetyper er vurderet ud fra leverandøroplysninger og ved at se på recyklingsmærket på forskellige produkter. De materialetyper, man normalt bruger til forskellige emballagetyper, er vist i tabel 1.

Tabel 1
Materialer til emballage

Projektvirksomheden Replast behandler kun PE, men f.eks. PP er potentialemæssigt også interessante og behandles derfor også i projektet.

2.1.3 Estimat af indsamlingspotentialer

Litteraturgennemgangen viste, at den tilgængelige statistik forholder sig for udetaljeret til plastgenvinding i forhold til projektets formål. Litteraturgennemgangen udpegede to undersøgelser, som på detaljeret niveau søger at opgøre genvindingspotentialerne for specificerede emballager, nemlig "Emballageforsyningen i Danmark - fordelt på varegrupper", populært kaldet "Top 500" (Miljøstyrelsen, 1997), og "Familiens Miljøbelastning" (Dall og Toft 1996). Disse to referencer er primært lagt til grund for estimering af indsamlingspotentialerne. Resultatet heraf findes i afsnit 2.1.3.1 og 2.1.3.2. En nærmere forklaring af referencernes bearbejdning findes i bilag A og B. Undersøgelserne er, som beskrevet i det følgende, ret usikre, men de kan understøtte hinanden, og de er p.t. det eneste, der findes. Det er muligt, at projektet for Indsamlingssystemer for plastflasker og –dunke (Ottosen og Tønning, 2000) kan belyse situationen for husholdningsemballage nærmere.

"Top 500" kan karakteriseres som en "top down" analyse baseret dels på Toldvæsenets vareregistreringer og dels vurderinger af hvilke typer emballage og mængder, der er benyttet til de varer, der forbruges i Danmark.

En stor vanskelighed består i at opgøre emballageforbruget, da dette grundet import og eksport af emballerede varer er forskellig fra den emballagemængde, der produceres i Danmark, og som ret præcist kan opgøres. Kun plast, som reelt forbruges, indgår i genvindingspotentialet og ikke plast som genbruges, f.eks. returflasker og –kasser. Der gælder relationen:

Også vurderingen af, hvilke emballagetyper der anvendes, er forbundet med usikkerhed, selvom mange emballager er mærket. Der er for de enkelte varegrupper fundet oplysninger om materialetyper, som må være fejlskøn, hvilket betyder, at mængdepotentialerne kan fordele sig anderledes på materialetyper, end hvad undersøgelsen viser.

"Top 500" er som tidligere nævnt klassificeret i 60 varegrupper. Nogle af disse er udeladt, fordi de ikke indeholder plastemballage, og andre er udeladt, fordi potentialet er lille, idét der er skåret ved et potentiale på ca. 300 tons per år. I forhold til totalmængden er kun en lille emballagemængde udeladt på denne måde. Som beskrevet i bilag A er det for hver af detail- og transportemballagerne skønnet, om det er relevant, måske relevant eller ikke relevant at recirkulere. F.eks. kan plastflasker, som har indeholdt kosmetik, olie og visse kemikalier, give problemer i genvindingsprocessen ved forurening af skyllevand eller i kvaliteten af det nye produkt, hvis ikke udvasket restindhold blandes ind i plaststrukturen. Disse emballager kan måske være relevante, afhængig af problemernes omfang. Andre emballager kan være uønsket i indsamlingen og/eller genvindingen, fordi de har indeholdt let fordærvelige eller meget risikobetonede produkter, så som animalske fødevarer og lægemidler. Sådanne emballager er det ikke relevant at genvinde. Nogle varegrupper er ikke relevante for f.eks. transportemballagen, fordi potentialet er for lille, hvorimod potentialet kan være til stede for samme varegruppes detailemballage og vice versa. For detailemballage er der ikke skelet til, om der er tale om flasker eller dunke, men andelen af flasker/dunker er vurderet for hver varegruppe.

Det kan undre, at forbruget af transportemballage til isoleringsmaterialer ikke er med på listen, da den rummer et temmelig stort potentiale, så denne varegruppe er tilføjet af IPU. Endelig benyttes der en stigende mængde plastemballage til halmballer etc., som vel også kan regnes som transportemballage, men mængden heraf har det ikke været muligt at skønne.

Tabel 2 viser et resumé af de relevante og måske relevante mængdepotentialer opgjort i bilag A. Det samlede årlige potentiale af plastemballage efter tillæg af ekstra PET flasker og emballage for isoleringsmateriale er 108.403 tons detailemballage og 96.881 tons transportemballage (Miljøstyrelsen, 1997), sv. t. henholdsvis 21,25 kg/prs og 19 kg/prs. Det er ved skrifttype markeret, om der er tale om relevante eller måske relevante potentialer som ovenfor beskrevet. Ved hjælp af tabel 1 kan man få en idé om, hvilke emballagetyper der kan være tale om. HD-PE til transportemballage er f.eks. typisk sække, dunke eller kasser.

Af de totale mængder ses, at det i princippet skulle være muligt årligt at genvinde ca. 37.000 tons detailemballage (7,25 kg/prs) og ca. 90.500 tons transportemballage (17,75 kg/prs), svarende til henholdsvis 37 % og 93 % af de samlede potentialer. Om det i praksis er muligt at indsamle disse potentialer, og om det er teknisk muligt eller fornuftigt at udføre genvindingen i praksis, er en anden sag. F.eks. udgør de relevante mængder ca. 14.500 tons (2,8 kg/prs) for detailemballage (heraf 1.500 t flasker) og 66.000 tons for transportemballage (13 kg/prs), eller hhv. 14 % og 68 % af de samlede potentialer, forudsat en indsamlingseffektivitet på 100 %. De relevante mængder er de mængder, som det teknisk og kvalitetsmæssigt med stor sandsynlighed kan svare sig at genvinde. Den måske relevante mængde flasker/bøtter fra detailemballage udgør ca. 15.000 tons (2,9 kg/prs).

For detailemballage generelt kan 25 – 40 % indsamlingseffektivitet sandsynligvis nås i bringeordninger og 50 - 60 % i henteordninger, se afsnit 4.2.3. I praksis kan man f.eks. gætte på 35 % indsamlingseffektivitet for husholdningsemballage og 70 % for transportemballage, hvilket giver genvindingspotentialerne 5.075 tons relevant detailemballage (4,7 % af total detailemballage) og 46.200 tons relevant transportemballage (48 % af total transportemballage). Isoleret set er f.eks. indsamlingseffektiviteten for den del af detailemballagen, som vedrører kasserede returflasker, væsentlig højere, men kun en lille del af potentialet ligger der. Dertil kommer 5.250 tons måske relevante flasker/bøtter fra detailemballage (4,8 % af total detailemballage). Potentialet for transportemballage er absolut størst og derfor vigtigt at satse på, hvis en høj plastgenvindingsgrad skal nås.

Tabel 2
Væsentlige genvindingspotentialer. Fed skrift = relevant. Normal skrift = måske relevant. Ikke relevante mængder (<300 t) figurerer ikke, f.eks. EPS detailemballage.

Se her!

Familiens Miljøbelastning kan karakteriseres som en "buttom up" analyse, baseret dels på en statistisk undersøgelse af en gennemsnitsfamilies årlige forbrug af produkter og dels på en undersøgelse af, hvilke typer emballage og mængder der er benyttet til de forbrugte varer.

Usikkerheden i at opgøre emballageforbruget ligger for Familiens Miljøbelastning dels i at omsætte forbruget for en familie på 2 voksne og 2 børn til et totalforbrug for Danmark, og dels i, om de opgjorte varer og emballagetyper rent faktisk er repræsentative. F.eks. antages is solgt i papkarton, selvom meget af det sælges i plastbøtter.

Af Familiens Miljøbelastnings ca. 900 produkter indeholder knap 200 oplysninger om plastemballage. Disse er sorteret efter type, og enkelte produkter er lagt til, bl.a. flasker/dunke til sprinklervæske og motorolie ud fra egne estimater. PVC er omfordelt på de plasttyper, man bruger i dag (Halle, 2000). Der er udelukkende tale om detailemballager og det er vurderet hvilke af produkterne, der leveres i flasker/dunke. Dette er resumeret på varegrupper i tabel 3.

Tabel 3
Flasker og dunke fra Familiens Miljøbelastning rubriceret efter "Top 500". Se forklaring i bilag B.

2.2 Afsætningspotentialer

Afsætningspotentialerne skal vise:

1. Hvilke produkttyper de indsamlede produkter typisk genvindes som
2. Afsætningsmulighed af disse produkttyper
3. Indikation af, om produktet kan genvindes til ca. oprindelig kvalitet, eller om mærkbar kvalitetsforringelse må påregnes (downcycling)

Der findes ingen direkte statistiske undersøgelser af disse faktorer, så vurderingen heraf må udføres på baggrund af erfaring. Tabellen i bilag C viser hvilke plastprodukter, de indsamlede emballager genvindes som samt deres afsætningsmuligheder, vurderet af (Christensen, 2000). Tabellens input er konstrueret ud fra tabel 1 og 2, og er således samtidig en opsummering af indsamlingspotentialerne. De angivne mængder på inputsiden er grove antagelser, især for detailemballager, idét andre emballagetyper end flasker/dunke kan antages. For "saucer, sennep, is, m.v." er en stor del således formentlig bægre og bøtter, som da tolkes som "flasker". Ligeledes kan plasttyperne for de enkelte emballager være behæftet med fejlskøn, som leder tilbage til den bagved liggende reference (Miljøstyrelsen, 1997). F.eks. er emballage til "Sauce, sennep, is, m.v." og "lak/maling" angivet som HD-PE, selvom en stor del i virkeligheden er PP. Disse forhold findes som bemærkninger til tabellen.

2.3 Fokusområder

Udpegning af fokusområder benyttes til emner for miljøvurderinger i de næste kapitler. Det er først og fremmest interessant at genvinde plast fra områder, hvor man med mindst mulig indsats kan etablere indsamling af store kvantiteter plast af ensartet materiale, som ikke giver begrænsninger med hensyn til håndtering (miljø, arbejdsmiljø) eller kvalitet. Der er altså tre forhold som skal være opfyldt:

1. Adgang til plasten
2. Plastkvaliteten
3. Plastkvantiteten

I dette projekt er valgt følgende væsentlige fokusområder for scenarier, som gennemgås i kapitel 5 og 6:

1. Relevant transportemballage

2. Måske relevant husholdningsemballage

LD-PE folier og hætter er udvalgt grundet det store potentiale, som forholdsvis let kan genvindes, men hvor indsamlingen må sættes mere i system. For HD-PE kasser er potentialet mindre, men til gengæld kan det nemt indsamles, og genvinding er uproblematisk, så længe der ikke er tale om transportkasser til let fordærvelige varer. Det antages, at kasserne kan regranuleres uden omsmeltning.

Måske relevant husholdningsemballage flasker og bøtter er udvalgt dels på grund af det store potentiale og dels grundet den fokus, der er på dette område både fra Miljøstyrelsen og fra miljøbevidste forbrugere. Formålet er nøjere at undersøge, hvilke problemer der er forbundet med genvindingen. Endelig er det interessant at undersøge, om nogle fraktioner er mere favorable med hensyn til genvinding end andre. Dette har betydning for planlægning af indsamlingssystemer, som der f.eks. arbejdes med i projektet "Indsamlingssystemer for plastflasker og –dunke" (Ottosen og Tønning, 2000).

Dunke og spande fra erhverv, f.eks. til olie/kemikalie og maling, er gennemgående "måske relevant" set fra et genvindingsteknisk synspunkt, men er potentialemæssigt interessant. Det er imidlertid valgt at nedprioritere vurderingen af disse til fordel for ovennævnte emballager. Der ligger nok især et potentiale i rengøring og direkte genbrug af disse produkter, hvilket i beskedent omfang praktiseres i dag. I lighed med flasker/bøtter fra husholdninger må man dog være opmærksom på de problemer, som de udrensede produkter skaber, og som skal kunne håndteres på forsvarlig vis.

Relevant husholdningsemballage, flasker og bøtter drejer sig først og fremmest om kasserede PET genbrugsflasker til drikkevarer. Vurderingen heraf er fravalgt, dels da potentialet ikke er så stort som de ovennævnte områder, og dels da indsamling og genvinding antages at ske temmelig effektivt.

3. Miljøvurdering, metode og scenarieafgrænsninger

3.1 Miljøvurderingsmetoden

Miljøvurderingen i dette projekt er baseret på principperne for livscyklusvurderinger. 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.

Formålet med miljøvurderingen i dette studie blev omtalt i indledningen kapitel 1. Formålet er i korthed at sammenligne genvinding af plast med affaldsforbrænding og belyse hvilke betingelser, der skal være opfyldt, for at genvinding er miljø- og ressourcemæssigt favorabelt. Der vil blive fokuseret på transportemballage og plastflasker/-dunke.

Baggrunden for denne interesse for plastgenvinding er, at Danmark via EU-regler har forpligtet sig til at sikre materialegenvinding af minimum 15 % af alle plastemballager, men det kan forventes at der vil blive stillet krav om større genvinding i fremtiden.

3.3 Afgrænsning

I kapitel 2 blev ud fra en vurdering af tilgængelighed og mængder udpeget følgende fokusområder:

1. Relevant transportemballage, LD-PE og HD-PE
2. Måske relevant husholdningsemballage. Potentialerne er her PP og HD-PE

I udtrykket "måske relevant" ligger, at potentialet er til stede, men at der kan forventes problemer med genvindingen grundet tilbageværende rester (fødevarer, kosmetik etc.) i den tomme emballage. Årsagen til at relevant husholdningsemballage ikke er medregnet er, at mængdepotentialet ved nærmere vurdering er fundet mindre interessant, eller at der i forvejen er etableret genvinding, som tilfældet er for kasserede PET returflasker.

De eksakte scenarier for disse fokusområder vil blive defineret i kapitel 5 og 6. Det vil være sådan, at genvindingsprocessen grundlæggende set er ens for scenarierne, men scenarierne vil afvige med hensyn til indsamling, krav til renseprocesser og afsætning.

Referenceproduktet vil i alle tilfælde være genvinding med nærfremtidig (dvs. nuværende og planlagt) indsamling. Dette vil blive sammenlignet med affaldsforbrænding og andre indsamlingssystemer. Det antages for referenceproduktet, at det primære plastgranulat er fremstillet i Centraleuropa, men produktion af plastemballage og dennes bortskaffelse/genvinding finder sted i Danmark. Dette er udtryk for en forenkling, se afsnit 3.3.4.

3.3.2 Den funktionelle enhed

Den funktionelle enhed er den enhed, miljøvurderingen beregnes ud fra. En livscyklusvurdering skal altid beregnes i forhold til en fastlagt mængde, og det kan f.eks. være "kg plastemballagetype" eller "al indsamlet plastemballagetype i Danmark per år".

Ved valg af den funktionelle enhed 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 der tages hensyn til disse andre funktioner. I dette studie håndteres dette ved systemudvidelse, se afsnit 3.3.6.

Når der tages hensyn til disse forhold er det i dette studie fundet mest hensigtsmæssigt at beregne resultaterne per kg emballagemateriale. Dvs. den funktionelle enhed er generelt:

"1 kg emballagemateriale af materiale X til emballering af produktkategori Y ved indsamlingseffektivitet Z"

Fordelen ved denne funktionelle enhed er, at den er enkel at arbejde med og forstå, og det vil ligeledes være muligt at sammenligne resultaterne med andre emballagematerialer, f.eks. glas, som benyttes til samme funktion. Den funktionelle enhed vil blive nærmere specificeret for hvert scenarie i kapitel 5 og 6 ved definering af parametrene X, Y og Z.

Den anvendte funktionelle enhed kan have begrænsninger i situationer, hvor f.eks. et system vil medføre en ændring i emballageforbruget i Danmark i forhold til et andet system. I så fald kan det være nødvendigt at tage udgangspunkt i alle de pågældende indsamlings- og genbrugssystemer i Danmark.

3.3.3 Studiets omfang

Plastemballagers livscyklus starter med udvinding af råstofferne råolie og naturgas. Af råstofferne får man raffinaderiprodukter i form af f.eks. methan, ethen, propen, buten og benzen. Fra disse og evt. andre råvarer fremstilles de forskellige plasttyper i form af granulat på værker i f.eks. Europa. Plast fremstillet på denne måde ud fra jordens ressourcer kaldes under et for "primær plast".

Af plastgranulatet fremstilles emballage på fabrikker f.eks. i Danmark. Denne produktion er dog ikke medregnet, da den er ens for de sammenlignede systemer og således ikke har indflydelse på sammenligningen. Efter brug i Danmark kan plastemballagen blive bortskaffet som husholdnings- eller industriaffald via affaldsforbrænding, eller den kan blive indsamlet med henblik på genvinding.

Noget af den plast som indsamles, især på genbrugsstationer, ender alligevel med at blive forbrændt i tilfælde af dårlig kvalitet (f.eks. for dårlig sortering eller for mange urenheder) eller på grund af manglende afsætningsmuligheder (Jacobsen og Hansen, 1999).

Transport indgår mellem de forskellige led i den skitserede kæde af plastfremstilling og genvinding. Som nævnt i afsnit 3.3.1 dækker referenceproduktet for hvert af fokusområderne fremstilling af primær plast i EU og emballagefremstilling og affaldsbehandling i Danmark og deraf følgende transportafstande.

Fra genvindingsprocessen vil der være et lille tab af plast, som ikke kan genvindes. Denne mængde vil typisk blive forbrændt. Der vil også være en ikke brændbar affaldsfraktion fra rensning af det indkomne plastaffald, som typisk vil blive deponeret. Det kan f.eks. være slam og urenheder. Med anvendelse af livscyklusbetragtninger, skal det oprindelige plastprodukt, der er årsag til genvindingsprocessen, "betale" for de miljømæssige effekter, der måtte være forbundet med at oparbejde materialet. Principperne for at gøre dette er beskrevet i afsnit 3.3.6. Da scenarierne i dette studie betragtes under et, og ikke specifikt for primær plast eller genanvendt plast, er dette dog mindre relevant.

De grundlæggende scenarier for genvinding og affaldsforbrænding er vist i Figur 1 og Figur 2. Generelle data for transportafstande er beskrevet i afsnit 4.2.2., og de specifikke scenarier for de studerede systemer er beskrevet i kapitel 5 og 6.

Se her!

Figur 1
Genvindingsscenarie, plastemballage generelt
   

Se her!

Figur 2
Affaldsforbrændingsscenarie, plastemballage generelt

De skitserede processer i Figur 1 og Figur 2, dvs. fremstilling af primær plast samt indsamling og genvinding af den brugte plast kræver energi. Energifremstilling og dermed afbrænding af fossile brændsler bidrager i høj grad til miljøeffekter og ressourceforbrug og er derfor inkluderet for hver af processerne.

Rensning af spildevand og evt. røggasrensning er 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 eller beregnes efter spildevandsrensning. Endvidere betyder det, at energiforbrug til og affald fra rensningsprocesserne skal inkluderes.

3.3.4 Forenklinger og udeladelser

Dette studie er udført ud fra et princip om "absolut LCA", dvs. livscyklusvurderingen inkluderer i princippet alle faser og processer. Dog er studiet indskrænket til emballagematerialerne og ikke produktion af emballagerne.

En anden mulighed ved sammenligning af systemer med fælles træk er at udelade det, der er fælles for systemerne, og således kun sammenligne de processer, der udgør forskellen. Denne mulighed er fornuftig, hvis man vil studere konsekvenserne af ændringer af et system, således at det kun er "de berørte processer", der miljøvurderes. I nærværende projekt er det imidlertid et ønske, at de beregnede systemer kan anvendes mere generelt som "enhedsprocesser", og derfor må systemerne miljøvurderes i deres helhed. I konkrete tilfælde kan der dog være anvendt vurdering af de berørte processer alene, f.eks. ved vurdering af, om en mulig ændring er miljømæssig fornuftig eller ej. Det kan være øget indsamling, som medfører øget transport.

Dette projekt skal afspejle konsekvenserne af, at Danmark opfylder nuværende krav om materialegenvinding af minimum 15 % af alle plastemballager. Projektet skal desuden afspejle forventelige kommende krav til øget genvinding, der f.eks. kan tænkes inden for de næste 5 år (2000 - 2005). Dette vil antageligt føre til fremtidige ændringer af især valg og udbredelse af indsamlingssystemer (Ottosen & Tønning, 2000), og det er intentionen, at data skal være repræsentative for det eksisterende teknologiniveau de kommende 5 år fra 2000-2005.

Data er indsamlet fra eksisterende, anvendt teknologi. Det er vurderet, at disse data med rimelighed er repræsentative for de næste 5 års teknologiniveau. Vedrørende data for stedspecifik elproduktion (se afsnit 3.4.2) må disse forventes at gå mod nedbringelse af SO2 og NOx emission samt større anvendelse af vedvarende energi. Effekten heraf vil blive diskuteret under fortolkningen i kapitel 7.

Som nævnt antages det, at det primære plastgranulat er fremstillet i Centraleuropa, men bortskaffelse/genvinding finder sted i Danmark. Det har derfor været intentionen at indsamle data, der er repræsentative for europæisk produktion af primær plast, samt for de danske forhold, der bliver berørt. Da der ikke er taget hensyn til import/eksport, hverken af emballerede varer eller plastaffald, vil en del plastaffald blive recirkuleret udenfor Danmark. Som udgangspunkt antages det, at det teknologiske stade er nogenlunde det samme i Danmark som i andre vestlige lande, således at den resultatmæssige usikkerhed på førstnævnte antagelse nok er lille. Særlige forhold kan dog gælde for plastaffald, der eksempelvis bortskaffes i Fjernøsten, og dette vil blive taget op i et særskilt scenarie i kapitel 5.

3.3.6 LCA systemudvidelse, allokering og lødighedstab

I dette projekt er der så vidt muligt anvendt systemudvidelse, som i dag er almindeligt accepteret indenfor LCA, og anbefalet i ISO 14000 (ISO, 1998). Miljøstyrelsen har et projekt i gang for videreudvikling af UMIP metoden, og i dette projekt indgår også systemudvidelse (Weidema, 1999) (Weidema, 2000).

Ved samtidig produktion af elektricitet og varme, f.eks. fra kraftværker og affaldsforbrændingsanlæg, er fordelingen af miljøbelastningen mellem el og varmeproduktion ikke beregnet ved systemudvidelse, men er fordelt efter følgende allokeringsprincipper: For kraftværker og kraftvarmeværker er elektricitet regnet som det determinerende produkt, og der er allokeret efter exergi, dvs. energikvalitet af el og varme. For affaldsforbrænding er varmen regnet som det determinerende produkt, og der er allokeret efter energiindhold. For kraftvarme kan det diskuteres, hvad der er det determinerende produkt.

Den gennemsnitlige mængde varme og el produceret fra affaldsforbrænding i Danmark er håndteret ved systemudvidelse, idet det antages at fortrænge varme og el fra danske kraftvarmeværker som gennemsnit. Varmen kan også tænkes at fortrænge olie og naturgas fra fyring, og betydningen af valg af fortrængningsscenarie er belyst under fortolkningen, kapitel 7.

Systemudvidelsen omhandler det primære produkt, indsamlingsleddet, genvindingsleddet og fortrængte produkter (eks. primært produkt ved genvinding eller varme ved forbrænding). En konsekvens af systemudvidelsen er, at tab i form af materialemængde eller materialekvalitet (lødighedstab) afstedkommer efterspørgsel af primært materiale. En anden konsekvens er, at det aktuelle produktsystem (f.eks. primær produktet) "har ansvaret" for genskabelsen af råvaren i sin oprindelige form, dvs. at forurening hos oparbejderen tilskrives det primære produkt og ikke oparbejderen. Til gengæld får primærproduktet en godskrivning for den mængde og kvalitet, der genvindes. Det genvundne produkt håndteres efter samme princip. Dette er illustreret i Figur 3, som også viser regnereglerne.

Se her!

Figur 3
Principskitse for systemudvidelse. Produkt A er det primære produkt. Produkt B og C er genvundne produkter.

I UMIP metoden opereres der med begrebet lødighedstab, som kan opfattes som et kvalitetstab af materiale, der er en følge af brug, indsamling og genvinding af materialet. I UMIP metoden er lødighedstab benyttet som nøgle for allokering. Det er i reglen muligt at kompensere for lødighedstabet ved f.eks. raffinering eller brug af en ekstra mængde af det genvundne materiale i produktet. I begge tilfælde er slutresultatet et materialetab, og lødighedstab kan derfor beregnes som en systemudvidelse.

Et større eller mindre lødighedstab forventes især at optræde for materialer, som ikke er baseret på grundstoffer, således som metallerne er det. Dvs. at lødighedstab kan forventes at optræde for materialer som plast, papir/pap og glas.

Metaller kan man langt hen ad vejen raffinere, således at man kommer frem til en kvalitetsklassificeret materialestandard. Omkostningen herved er, at materialetabet stiger jo kraftigere en raffinering, der er tale om. I det omfang metaller ved nuværende behandlingsmetode genvindes irreversibelt til en lav kvalitetsstandard, som der på lang sigt ikke er marked for, kan man tale om et lødighedstab. Kendte nøgleproblemer her er opkoncentrering af jern i aluminium og kobber eller tin i stål.

Det er vanskeligt at udtale sig om, hvor stort et lødighedstab man på længere sigt kan regne med, da erfaringerne på området er begrænsede. Man har erfaring for, at genanvendte bølgepapkasser skal have en 10-15 % tungere kvalitet end bølgepapkasser i primær bølgepap for at have samme styrke, hvilket kan tages som et udtryk for lødighedstab. For plast er en systematisk, men begrænset kortlægning beskrevet i (Mølgaard, 1995).

Mølgaard viser, at en vanskelighed består i at beskrive, hvilken kvalitet man vil måle på, idet forskellige kvaliteter ved plast påvirkes forskelligt. Man kan f.eks. opleve, at flydespændingen falder, mens brudspændingen stiger, men med et samtidigt fald i brudforlængelsen. Flyderaten (MFR, Melt Flow Rate) kan stige, som et tegn på at molekylekæderne er blevet kortere.

Mølgaard viser også, at det måske ikke så meget er selve omsmeltningen, der er problemet, som den historie plasten har haft. Gentagne omsmeltninger af plast umiddelbart efter hinanden påvirker således kun plastegenskaberne meget lidt, mens ældning eller forurening af plast som følge af brug kan medføre ringere egenskaber af omsmeltet plast i forhold til primært. Forurening kan være olie, fedt, lak eller lim, som vanskeligt lader sig vaske af, eller det kan være fremmede plasttyper, som ikke bliver sorteret fra.

Mølgaard har arbejdet med såkaldte "compatibilizers", som er stoffer, der skal muliggøre genvinding af blandede plastfraktioner uden eller med begrænset kvalitetstab. Arbejdet har været udført for ABS/PP mix, hvor konklusionen er, at genvinding af dette mix medfører væsentligt forringede egenskaber i forhold til de rene fraktioner, uanset om der bruges compatibilizers eller ej, men at compatibilizers kan føre til et bedre resultat i forhold til slet ikke at bruge dem.

PP/PE mix må ligeledes forventes at medføre forringede egenskaber i forhold til de rene fraktioner, men nok i mindre grad end for ABS/PP, da PP og PE er nærmere beslægtede. Der er kendte anvendelser af PP/PE mix, så som kabelbakker og -rør, men hvis der på sigt ikke er marked for gentagen recirkulering af disse produkter, vil der blive tale om et lødighedstab.

I dette projekt er det valgt at arbejde med et lødighedstab på 10 %. Dette er et forholdsvist forsigtigt bud, som ikke "straffer" genvindingen urimeligt hårdt, og som antages at kunne realiseres, også på lang sigt, i et system som sikrer god sortering af forskellige plasttyper, og hvor plast, som under brug kan være ældet eller forurenet i problematisk grad, udsorteres til f.eks. forbrænding.

3.4 Dataindsamling

Data indsamles fra forskellige kilder og regnes sammen i den såkaldte opgørelse. De indsamlede data vedrører ofte en virksomheds eller en procesŽs direkte forbrug af f.eks. elektricitet, brændsler, materialer og hjælpestoffer. Dette kaldes også input fra teknosfæren. Disse forbrug stammer i sig selv fra processer og så fremdeles. Sammenregningen af alle involverede processer fra de første, som vedrører ressourceudvinding, til de sidste, som vedrører rense- og deponiprocesser, resulterer i opgørelsen. I opgørelsen figurerer derfor kun input og output, eller under ét kaldet udvekslinger, med naturen.

3.4.1 Datakilder og medtagne datakategorier

Dette afsnit beskriver de generelle datakilder og medtagne datakategorier i dette studie. Beskrivelserne af de specifikke processer og data findes i kapitel 4, 5 og 6. Kapitel 4 indeholder således en oversigt over de processer, der indgår i studiet.

I dette studie er benyttet data for de materialer, energiprocesser, emissioner, affaldstyper, etc. som findes i Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (Miljøstyrelsen, 1999b). Derudover er der benyttet opdaterede data tilgængelige på IPU for visse materialer og energiscenarier, og der er indsamlet nye data for plastgenvinding.

Alle tilgængelige oplysninger er blevet indsamlet, og der er ikke på forhånd udeladt data. Det er dog ikke alle indsamlede data, som UMIP-metoden og det tilhørende LCV-værktøj kan håndtere med hensyn til miljøeffektberegning. Dette gælder især toksicitetsberegninger, se afsnit 3.5.3.

3.4.2 Energiantagelser

Under dataindsamlingen er der indsamlet data om den energi, der anvendes i produktionen, såkaldt direkte energi, som f.eks. måles som "kilowatt-timer elektricitet", "kubikmeter naturgas eller liter olie til fyring", "liter diesel til transport" eller "kubikmeter varmt vand til fjernvarme". Dette omregnes til primær energi, dvs. den energimængde som er indeholdt i de udvundne energiressourcer. Fremstilling af energi er i sig selv energikrævende og medfører et energitab. 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 jordens ressourcer, er derfor væsentligt større end den energi, forbrugeren i sidste ende kan udnytte. De primære energiressourcer (kul, olie, naturgas), der skal udvindes, kan opgives i MJ eller i de mængder (kg, tons), der er taget op af jorden.

Ved omregning mellem energi og mængde (kg, m³) er følgende faktorer benyttet (lave brændværdier):

Disse brændværdier benyttes, hvis der ikke foreligger specifikke oplysninger eller ved omregning af energiindhold til ressourcemængde. Hvis der foreligger specifikke brændværdier i en konkret reference, er referencens brændværdier benyttet.

Med hensyn til elektricitetsscenarier kan disse vælges ud fra to grundprincipper:

1. Stedspecifikt gennemsnitsscenarie
2. Marginalt (eller mest følsom leverandør) scenarie

Stedspecifikke gennemsnitsscenarier er mest almindeligt benyttet. Man vælger f.eks. dansk elproduktion for Danmark og EU elproduktion for EU. Fordelene ved dette scenarie er, at data er rimeligt let tilgængelige, og at scenariet er let at vælge i forhold til et land eller en region. Ulemperne er, at data som følge af langsommeligheden ved statistiske opgørelser altid er et par år gamle eller mere, samt at elproduktionen hænger sammen i netværk med varierende import/eksport fra år til år, således at det lokale scenarie kan være vanskeligt at definere, og der kan opstå diskussioner om, hvorvidt "ren" elektricitet kan/bør anvendes til andre formål. Det mest ekstreme eksempel på en sådan diskussion er den om rimeligheden af at benytte vandkraftbaseret el i Norge, da vandkraft er en begrænset ressource, således at merproduktion i Norge kan udløse import af dansk produceret el fra kulkraftværker. I så fald bliver kulkraft rent faktisk den marginale (eller mest følsomme) leverandør i Norge!

Den marginale leverandør er den leverandør, som i sidste ende påvirkes som følge af ændring af et forbrug eller anden ændring i et LCA system. Påvirkningen kan eventuelt gå gennem mange led; men medfører det slutresultat, at den marginale leverandør må mindske eller øge sin produktion. Man kan derfor sige, at denne leverandør er den mest følsomme for ændringen i LCA systemet.

Marginale elscenarier er ikke så almindeligt benyttede. Man vælger f.eks. naturgas elproduktion for Danmark og kulkraft for EU, hvis man antager, at det er mest sandsynligt, at udbygningen over en lang tidshorisont sker ved disse kilder. Dette at tidshorisonten er lang er essentielt for marginal elproduktion. Fordelene ved marginale elscenarier er, modsat de stedspecifikke scenarier, at de ikke er følsomme overfor elproduktionens sammenhæng i netværk med deraf følgende diskussioner, samt at det er muligt at beregne data, som er gyldige ind i en vis fremtid. Ulemperne er, ligeledes i modsætning til de stedspecifikke scenarier, at det kan være vanskeligt og usikkert at vælge den (én eller flere) mest sandsynlige marginal, dvs. følsomme leverandør, samt at data skal beregnes ud fra teknologiske trends. Teorien for marginal elproduktion er uddybet i (Weidema et. al., 1998)

I dette studie regnes med stedspecifik gennemsnits elproduktion; men der er benyttet marginal elproduktion som følsomhedsvurdering i situationer, hvor valg af elscenarie anses for kritisk, se afsnit 7.1.1.

Ved affaldsforbrænding antages produceret 80 % varme og 20 % elektricitet. Disses fortrængninger af anden el. og varme er beskrevet i afsnit 3.3.6.

3.5 Miljøvurdering

Forbruget af materialer og de forskellige emissioner fra produktion og genvinding af plast såvel fra al anden menneskelig aktivitet er ikke umiddelbart sammenlignelige. Enkelte af emissionerne kan være interessante hver for sig f.eks. i relation til politiske målsætninger (jf. f.eks. de politiske diskussioner om muligheden for at leve op til de nationale og internationale CO₂ målsætninger), men som regel er man interesseret i en sammenlignende vurdering af miljøeffekterne. Dette afsnit forklarer miljøeffekterne, og hvordan de vurderes. Vurdering af ressourceforbruget vil ligeledes blive forklaret.

3.5.1 Miljøeffekter

Er nedbrydning af stratosfærens indhold af ozon, som beskytter livet på jorden mod skadelig ultraviolet stråling fra solen. Stratosfærisk ozonnedbrydning skyldes især CFC gasser (freon), som bl.a. er benyttet i renseprocesser, spraydåser, køleskabe og airconditionanlæg. CFC gasser er nu stort set forbudt, men der findes meget CFC i gamle produkter.

Skyldes en reaktion mellem VOC og NOx som danner ozon (O₃) i atmosfærens jordnære lag. Stigende indhold af ozon i den luft, vi indånder, er en følge af brug af opløsningsmidler og udledning af uforbrændte brændstoffer fra biler og kraftværker. Ozon forårsager gener og sygdomme i luftveje hos mennesker og forvolder også skader på skov og landbrug.

Udslip af gasser fra afbrænding af kul og olie i fyr, elektricitetsværker og biler kan medføre dannelse af syrer, som falder ned med regnen og forsurer f.eks. skove og søer. Svovldioxid (SO₂) er kendt af de fleste, men også NOx og ammoniak (NH₃) bidrager til forsuring.

Udledning af kvælstof fra landbrug, fyring, kraftværker og biler samt udledning af fosfor fra renseanlæg og landbrug medfører overgødskning af vandløb, søer, indre farvande og af næringsfattige områder som klit og højmose. Det giver søer og indre farvande plager i form af iltsvind og fiskedød og landområder, der springer i skov. Fra landbruget er det især gødningsstofferne ammoniak (NH₃) og nitrophoska, som bidrager til næringssaltbelastning, og fra biler og kraftværker er det især NOx.

Er spredning fra utallige menneskeskabte aktiviteter af miljøfremmede stoffer med giftvirkninger på mennesker og økosystemer. Det medfører bl.a. øget hyppighed af allergi, forskellige kræftformer og reproduktionsskader hos mennesker og dyr. De kendte emissioner af VOC, partikler og tungmetaller er toksiske. I sidste halvdel af det tyvende århundrede er der yderligere sket en eksplosiv vækst i antallet af kemiske stoffer, som er almindelige i anvendelse. Nye miljøfremmede kemikalier indgår i mange produktionsprocesser. Når kemikalier fremstilles kunstigt, kan de have uventede og ofte uforudsigelige effekter på natur og mennesker.

Produktion af affald skaber ophobning og beslaglæggelse af områder i lang tid fremover til forskellige deponier med følgevirkninger i form af grundvandsforurening og methan. Affaldsforbrænding og anden affaldshåndtering skaber problemer med giftige røggasser og store mængder restprodukter som flyveaske og slagger samt slam fra rensning, altså mere affald.

3.5.2 Miljøvurderingsmetoden ifølge UMIP

For at kunne sammenligne og vurdere materialeforbruget eller miljøeffekterne fra emissionerne må de bringes på sammenlignelig form.

Dette sker i miljøvurderingen efter UMIP-metoden i tre trin:

1. Datakarakterisering, dvs. beregning af de samlede bidrag til miljøeffekterne eller til ressourceforbruget.
2. Normalisering. Det beregnes, hvor store ressourceforbrugene og bidragene til miljøeffekterne er i forhold til de totale bidrag fra samfundet.
3. Vægtning. Det beregnes, hvilke ressourceforbrug og miljøeffekter, der er de væsentligste.

I datakarakteriseringen beregnes de samlede bidrag til miljøeffekterne, kaldet "miljøeffektpotentialer" i (Wenzel et al., 1996), ved at beregne, hvor meget hver emission bidrager til miljøeffekterne i forhold til en referenceemission og efterfølgende lægge bidragene sammen. For drivhuseffekten er referenceemissionen kuldioxid (CO₂); men methan (CH₄) bidrager 25 gange så kraftigt og lattergas (N₂O) 320 gange så kraftigt. Ved at gange methan- og lattergasemissionen med de nævnte faktorer omregnes de til potentielle drivhuseffektbidrag målt i CO₂-ækvivalenter. Disse oplyses f.eks. i gram (g-ækv.). Tilsvarende bidrager SO₂, NOx og NH₃ til forsuring og omregnes til SO₂ ækvivalenter. NOx, NH₃ og N₂O bidrager til næringssaltbelastning og omregnes til NO₃^- ækvivalenter. NMVOC og i mindre grad CO og CH₄ bidrager til fotokemisk ozondannelse og udtrykkes i C₂H₄ ækvivalenter. Tilsvarende beregninger kan udføres for toksicitet. Miljøeffekten stratosfærisk ozonnedbrydning medtages normalt ikke mere, da ozonnedbrydende stoffer stort set er udfaset.

Materialeforbruget omregnes til ressourceforbrug som en del af dataindsamlingen, kaldet "resultatet af opgørelsen" i (Wenzel et al., 1996), og disse forbrug udgør datakarakteriseringen for ressourcer. Eksempelvis omregnes de direkte forbrug af dieselolie, benzin og fuelolie alle til ressourcen råolie.

Normaliseringen består i at sætte de netop omtalte karakteriserede data i forhold til noget, man kan forholde sig til, idet man ikke kan vurdere, om f.eks. "2,3 kg CO₂-ækvivalenter" er lidt eller meget. Normalisering af miljøeffekter udføres ved, at samfundets samlede bidrag til en potentiel miljøeffekt, f.eks. drivhuseffekt, beregnes per indbygger i referenceåret 1990. Enheden er Personækvivalent, PE. For globale effekter, så som drivhuseffekten, benyttes hele verdens bidrag til effekten per indbygger i verden. For lokale og regionale effekter, så som forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse og deponeret affald, benyttes bidraget til effekten i Danmark per indbygger i Danmark. For at udtrykke dette sammen med referenceåret 1990 bruger man indices: PE_wdk90.

Ressourceforbrugene normaliseres ved at sætte dem i forhold til en verdensborgers gennemsnitlige forbrug af den pågældende ressource. De normaliserede ressourceforbrug udtrykkes dermed også i personækvivalenter. Da ressourceforbruget kan opfattes som en global effekt benytter man enheden: PE_w90.

Normaliseringen udtrykker én persons gennemsnitlige bidrag til miljøeffekterne og forbrug af ressourcer per år. På samfundsplan svarer det til den baggrundsbelastning, samfundet hvert år udsætter miljøet for. De anvendte normaliseringsfaktorer er vist i Tabel 4.

De normaliserede miljøeffekter og ressourceforbrug siger intet om, hvor alvorlige disse er i forhold til hinanden. Det er derfor nødvendigt at gennemføre en vægtning.

3.5.2.3 Vægtning

Vægtning af en miljøeffekt illustrerer, hvor alvorlig en miljøeffekt og dens mulige konsekvenser vurderes at være i forhold til andre miljøeffekter.

Inden for livscyklusvurderinger findes der mange metoder til at udføre vægtning på. UMIP metodens vægtning anvender de politiske målsætninger for reduktion af de væsentligste miljøbelastninger, som bidrager til de enkelte miljøeffekter. Reduktionsmålsætningerne beregnes p.t. i forhold til det valgte fælles målsætningsår 2000 og det valgte fælles referenceår 1990. Dette udtrykkes i en vægtningsfaktor. De politiske målsætninger afspejler til en hvis grad faglige vurderinger, men er naturligvis også påvirket af økonomiske interesser m.v. Fordelen ved at benytte en politisk målsætning er, at det giver et politisk acceptabelt styringsgrundlag. Vægtningen sker ved at gange vægtningsfaktorerne med de respektive normaliserede miljøeffekter. Enheden er personækvivalenter målsat (PEM) med indices W (world), DK (Danmark) og målsætningsårstallet. Enheden for vægtning er derfor PEM_WDK2000, som udtrykker miljøeffekterne i forhold til den målsatte belastning per person, dvs. "det miljøpolitisk målsatte råderum". Dermed udtrykkes de vægtede bidrag til miljøeffekter i "personækvivalenter i forhold til målene for år 2000".

En tilsvarende procedure findes for vægtning af ressourceforbrug. Vægtningsfaktorerne for ressourcer svarer til 1/forsyningshorisonten målt i år, dvs. man dividerer med ressourcens forsyningshorisont, forstået som det antal år kendte og økonomisk rentable reserver rækker med nuværende forbrug. Dette er ikke det samme som en teoretisk forsyningshorisont, som f.eks. kan basere sig på en målt eller estimeret totalmængde af ressourcer i jordskorpen. Der skelnes i UMIP-metoden ikke mellem fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer, og på den måde indgår overforbrug af fornyelige ressourcer i vurderingen. Enheden for vægtede ressourcer er personreserve, PR_W90, og den udtrykker "andelen af de kendte reserver af den pågældende ressource, som hver verdensborger råder over". Selvom enheden minder om enheden for miljøvurderingen, nemlig den målsatte personækvivalent (PE_WDK2000), er resultatet af miljø- og ressourcevurderingen ikke sammenlignelige, og resultaterne må præsenteres for sig.

Miljøstyrelsen har igangsat en opdatering af normaliserings- og vægtningsfaktorerne mod fremtidige målsætninger, da vi nu er i det hidtil anvendte referenceår 2000. Nærværende projekt har ikke kunnet afvente de nye faktorer, hvorfor de oprindelige er anvendt.

I denne rapport vises resultaterne af vægtningen. De anvendte vægtningsfaktorer er vist i Tabel 4 (Wenzel et.al., 1996). Forsyningshorisonten for ressourcerne er angivet i parentes efter vægtningsfaktorerne.

Tabel 4
De anvendte normaliserings- og vægtningsfaktorer

3.5.3 Vurderede miljøeffekter og ressourcer

Stratosfærisk ozonnedbrydning er udeladt, da denne effekt normalt ikke længere anses for problematisk i produktsystemer, hvor ozonnedbrydende stoffer er udfaset. Under resultatberegning viste der sig overraskende et væsentligt negativt bidrag for stratosfærisk ozonnedbrydning, især i forbindelse med affaldsforbrænding. Dette tilskrives undgået produktion af dansk el, hvor der i de benyttede data fra (Energi E2, 2001) indgår trichlorethan, som er ozonnedbrydende. Betydningen heraf er diskuteret i kapitel 7.

Toksiske effekter kan være betydende, men beregning af de toksiske effekter er udeladt i dette projekt. Dette skyldes, at datagrundlaget for de toksiske stoffer og kemikalier er mangelfuldt og behæftet med stor usikkerhed. Dette gælder både med hensyn til hvilke stoffer, det er muligt at få oplysninger om for de forskellige produkter eller livscyklusfaser og med hensyn til de stoffer, der er toksicitetsvurderet. Det er derfor ikke i praksis muligt at konkludere, hvorvidt eet system er at foretrække frem for et andet. Data om toksiske stoffer har dog været indsamlet under opgørelsen, og er så vidt muligt inddraget kvalitativt i diskussionen. Metoden til håndtering af toksiske effekter i UMIP er under videreudvikling. Herunder vil toksicitet af partikler og VOC blive belyst nærmere. Især partikler, f.eks. fra transport, anses i stigende grad for at være betydende.

De ressourcer, der bruges mest til indsamlings- og genbrugssystemet for plastemballage, er vist i tabel Tabel 5.

Tabel 5
Ressourcer af betydning for indsamlings- og genbrugssystemet for plastemballage.

Det vurderes, at de øvrige ressourcer, der bruges i systemerne, forekommer i mængder, der er så små, at de ikke har betydning for konklusionerne.

3.5.4 Usikkerhed og følsomhedsvurdering

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. Der er ikke gennemført deciderede statistiske usikkerhedsberegninger, da det ikke har været muligt indenfor projektets rammer.

Der er udført følsomhedsvurdering af de væsentligste forudsætninger og antagelser i dette studie. Betydningen af de væsentligste forudsætninger, antagelser og usikkerheder er beskrevet i kapitel 7, og er inkluderet i diskussionen.

4. Dataindsamling

Til beregning af scenarierne beskrevet i kapitel 5 og 6 er benyttet Miljøstyrelsen program for LCA beregning, UMIP PC-værktøj (Miljøstyrelsen, 1999b). De processer, der benyttes i scenarierne fremgår af Tabel 6. Data for processer indsamlet til nærværende projekt er beskrevet i det følgende. For de eksisterende data i UMIP PC-værktøjet (Miljøstyrelsen, 1999b i kolonnen "Kilde" i Tabel 6) henvises til procesbeskrivelsen i dette værktøj. Med hensyn til den eksakte datapræsentation henvises i alle tilfælde til databasen for dette projekt. Databasen kan læses fra UMIP PC-værktøjet. Udeladte processer er beskrevet generelt i afsnit 3.3.4. Specifikke udeladelser er oplyst i kapitel 5 og 6.

Tabel 6
Oversigt over de processer, der er inkluderet i beregningerne.

4.1 Opdateringer af UMIP PC-værktøjet

En ny udveksling for VOC fra dieselmotorer er oprettet, og effektfaktorer for toksicitet heraf er beregnet og lagt ind (Miljøstyrelsen, 2000).

Data for plasttyperne PE-LD, PE-HD og PP er opdateret med nyere oplysninger i (Boustead, 1999). De nye data har baggrund i Bousteads oprindelige dataindsamling, som præsenteret i UMIP database (Miljøstyrelsen, 1999b), men fejl i disse data er rettet og nogle er præciseret eller detaljeret ud. Dette gælder ikke mindst hydrocarboner (HC), hvor methan andelen nu er specificeret.

4.2 Indsamlingssystemer

4.2.1 Drift af genbrugspladser

Der har i projektet været søgt at indsamle data for drift af genbrugspladser, men det har ikke været muligt at tilvejebringe repræsentative data, bl.a. fordi plastindsamlingen kun udgør et udsnit af en genbrugsplads, hvorfor der ikke er registreret noget særskilt energiforbrug.

Et overslag viser imidlertid, at energiforbruget til driften er negligeabel. Plast indsamles p.t. i poser eller containere, som ikke har noget energiforbrug. Egentlig energi bruges til oplysning af genbrugspladsen og er kun relevant i vintermånederne. Hvis man f.eks. har 50 W lavenergipærer eller lysstofrør til oplysning af området for plastindsamling og antal åbningstimer i vinterperioden sættes til 800, bliver energiforbruget 40 kWh, som udgør det årlige energiforbrug. Da den årlige omsætning af plastaffald er 15 – 100 tons opgjort for forskellige genbrugsstationer (Ottosen og Tønning, 2000) bliver energiforbruget 0,0004 – 0,0027 kWh per kg plast, hvilket er uden betydning sammenlignet med de øvrige energiforbrug.

4.2.2 Indsamlingsscenarier og transportafstande

For plastgenvinding optræder transport i indsamlingssystemet i hente- eller bringeordninger fra forbruger til affaldsø, genbrugsstation og sorteringscentral eller i nogle tilfælde direkte til genvindingsvirksomhed. Fra genbrugsstation eller sorteringscentral transporteres plasten videre til genvindingsvirksomhed. De mulige transportveje er vist i Figur 4 og beskrevet i det følgende.

Se her!

Figur 4
Mulige transportveje for plast husholdningsaffald og transportemballage til genvinding.

1. henteordning

Rute for afhentning hos forbrugere: 80 km. Beregnet fra oplysninger i (Miljøstyrelsen 1999c) midlet for enfamiliehuse og landområde. Oplysningen gælder husstandsindsamling, men antages at være repræsentativ for erhverv også.

2. bringeordning, lokal, bringning

Bringning til affaldsø vil antageligt ikke medføre ekstra transport, da den sker lokalt til fods eller i forbindelse med anden kørsel.

3. bringeordning, lokal, til sortering

Rute for indsamling af affald bragt til affaldsø: 50 km. Der er benyttet oplysninger i (Miljøstyrelsen 1999c) for etageboliger, da det især er her, man finder disse ordninger. (Sørensen, 2001) oplyser 75 km for Reno-fyn, men deres bringeordning dækker også enfamiliehuse. Er kun relevant for husstandsindsamling.

4. bringeordning, station, bringning

Bringning fra husholdning til en genbrugsstation sker normalt i forbindelse med anden kørsel i personbil, men der gættes på, at det vil medføre et ekstra kørselsbehov på 5 km (diskuteret med Ottosen og Tønning, 2001, som nævnte 7 km for Århus, der imidlertid er en stor kommune). For let erhverv vil bringningen antageligt ske direkte, dvs. uden andet kørselsformål, og her er regnet med afstanden 10 km.

5. bringeordning, station, til sortering

Blandet plast, dvs. flasker, bægre, folie o.lign. bragt til genbrugsstation transporteres til sortering. Afstanden er vanskelig at vurdere. Genbrugsstation og sortering kan ligge samme sted, eller sorteringscentralen kan hente fra flere genbrugsstationer. Der gættes på 25 km sv.t. transport efter indsamling i (Miljøstyrelsen 1999c).

6. bringeordning, station, til genvindingsvirksomhed

Folier kan sendes direkte fra genbrugsstation til genvindingsvirksomhed, hvis mængderne er tilstrækkelige til at fylde en lastbil. Dette gælder især folier fra handel/service & industri. Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

7. sorteringscentral til genvindingsvirksomhed

Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

8. indsamlingsordning, bruger til genvindingsvirksomhed

Brugte folier og kasserede transportkasser kan sendes direkte fra større handels-, service- og industrivirksomheder til genvindingsvirksomhed, hvis mængderne er tilstrækkelige til at fylde en lastbil. Afstanden er skønnet til 150 km (Kjølhede, 2001) for genvinding i Danmark.

Med hensyn til husholdningsaffald er følgende fordeling af affaldsmængden estimeret, med henvisning til Figur 4:

d: Skønsmæssigt ca. 25 % af a+b+d (Ottosen, 2001)(Tønning, 2001)

a & b: Skønsmæssigt ca. 75 % af a+b+d (Ottosen, 2001)(Tønning, 2001). Fordelingen mellem a og b antages ligelig. Dette kan retfærdiggøres ved at bringeordning til affaldsøer antageligt vil blive brugt i tæt bebyggelse (boligblokke etc.) med ca. halvdelen af boligmassen og henteordning i mindre tæt bebyggelse (enfamiliehuse), igen med ca. halvdelen af boligmassen.

Transportemballage følger ruterne a, d og h. Det har ikke været muligt at estimere en fordeling mellem disse, men den er antaget at følge husholdningsaffald, således at 25 % bringes (d) og 75 % hentes (a). Der er altså regnet med, at al transporten til genvinding går via sortering, og der er således ikke regnet med direkte bringning fra brugssted til genvinding (h). Dette betyder at transportarbejdet til sortering, og dermed det samlede transportarbejde for scenariet, er noget for højt estimeret. Dette gælder især for transportkasser, hvor en stor del antageligt vil gå direkte fra bruger til genvinding. I det samlede resultat betyder dette dog mindre, da den miljømæssige betydning af indsamlingsscenariet for genvinding i Danmark har vist sig at være lille i forhold til plastfremstilling og genvinding.

Der vil i praksis være et tab, X, fra sorteringscentralen til forbrænding ved frasortering af fraktioner, der er uegnede til genvinding (eller hvis der ikke er afsætningsmulighed). PVC frasorteres til deponi eller særlig behandling. Mængden X kan sættes til 0, hvis man ønsker at beregne på det hypotetiske 100% effektive indsamlingssystem, eller man kan indsætte faktuelle værdier. Tabet kan blive meget lille i et vel planlagt indsamlingssystem.

For affaldsforbrænding optræder transport fra dagrenovation til forbrændingsanlæg, samt fra indsamling af erhvervsaffald til forbrændingsanlæg. Afstanden er skønnet til 70 km, beregnet fra transportafstandene for henteordninger i (Miljøstyrelsen, 1999c) midlet for etageboliger, enfamiliehuse og landområde. Afstanden svarer godt til oplysning fra Reno-fyn (Sørensen, 2001), som siger 60 km.

4.2.3 Indsamlingseffektivitet

Erfaring med indsamlingseffektivitet for plastaffald fra husholdninger er sparsom herhjemme, da indsamling kun er praktiseret ret få steder og gennem kort tid, på nær få undtagelser. I dette projekt arbejdes med scenarier, som skal have en vis fremtidig gyldighed, f.eks. 5 år, og der er derfor behov for et estimat af den nær fremtidige plastindsamling, som kan forventes praktiseret i Danmark. Dette er diskuteret med (Ottosen, 2001) og (Tønning, 2001), og der er indhentet synspunkter fra (Kjær, 2001).

Indsamlingseffektiviteten vil overordnet afhænge af, om der er tale om en bringeordning eller en henteordning, hvor erfaring både for plast og andre affaldstyper viser, at henteordningen giver de bedste resultater, men også er dyrest at etablere.

Erfaringer fra indsamling af andre affaldstyper, f.eks. aviser og glas, skal bruges med varsomhed, da der er større barrierer for plastindsamlingen, fordi plast fylder og er uhåndterligt at opbevare indtil bringning/hentning og på grund af krav til rengøring af plasten (Tønning, 2001). Endelig viser dette projekt, at plastemballage, som via restindhold af nogle emballerede produkter vil give et stort COD bidrag, ikke bør indsamles til genvinding, men bør affaldsforbrændes. Dette betyder et loft over hvor stor en indsamlingsmængde, der er ønskelig til genvinding. Loftet er vanskeligt/umuligt at finde ud fra tilgængelige statiske oplysninger, som diskuteret i kapitel 6.

(Ottosen, 2001) mener generelt, at gode brugervenlige bringeordninger med en god informationsindsats kan nå en indsamlingseffektivitet på 40 eller måske 50 %. Med brugervenlig menes, at der ikke må være for langt til indsamlingsstederne.

(Tønning, 2001) peger på, at de bringeordninger, som har fungeret herhjemme gennem længere tid, ligger på 10 – 15 % indsamlingseffektivitet. Resultater fra et nylig afholdt forsøg i Nyborg (Ottosen og Tønning, 2000) nåede en indsamlingseffektivitet på over 40 % sidst i forsøget. Forsøget var rettet mod flasker/dunke/bøtter som i dette projekt, men andre fraktioner blev også afleveret. Kendetegnende for forsøget var fokus på brugervenlighed og information.

Generelt gælder, at det potentiale, som indsamlingseffektiviteterne er beregnet ud fra, er temmelig usikkert at bestemme, hvilket også gør indsamlingseffektiviteterne usikre. Det kan heller ikke udelukkes, at en mængde erhvervsaffald afleveres foruden husholdningsaffaldet.

(Kjær, 2001) har diskuteret indsamlingseffektiviteten for bringeordninger med kolleger i Miljøstyrelsen, der som et godt gæt mener, at en bringeordning med kuber vil give ca. 40%. På baggrund af ovenstående diskussion er det i dette projekt valgt at regne på indsamlingseffektiviteterne 25 % og 40 % til at repræsentere bringeordninger fra husholdninger.

Det lave bud er konservativt i forhold til vurderingen fra (Ottosen, 2001) og (Kjær, 2001), men tager hensyn til hidtidige erfaringer og de omtalte barrierer for plastaffald i forhold til andre affaldstyper. Det høje bud retter sig mod, hvad der realistisk kan tænkes i fremtidige systemer.

Indsamlingseffektiviteten for henteordninger afhænger af, om dette finder sted fra "fast opsamlingsmateriel", dvs. en beholder som brugeren løbende kan fylde i, eller ved at brugeren med mellemrum, f.eks. på faste datoer, stiller affald til afhentning. Man regner almindeligvis med at indsamling fra fast opsamlingsmateriel giver det bedste resultat.

(Ottosen, 2001) mener generelt at man i en brugervenlig henteordning og med en god informationsindsats kan nå en indsamlingseffektivitet 60 - 80 %. Brugervenligt betyder her bl.a. fast opsamlingsmateriel.

De henteordninger, man har erfaring med herhjemme, fungerer ved, at brugeren stiller affaldet til afhentning på bestemte datoer. I det mindste én kommune udleverer en særlig sæk til formålet. Indsamlingseffektiviteten ligger på ca. 45 % for flasker/dunke/bøtter. Indsamlingen kan være direkte rettet mod flasker/dunke/bøtter eller mod flere plastfraktioner, hvorfra indsamlingseffektiviteten for flasker/dunke/bøtter så er beregnet.

(Tønning, 2001) mener, at man med fast opsamlingsmateriel kan nå en højere indsamlingseffektivitet, og har her samme vurdering som (Ottosen, 2001). Tønning tvivler dog på, at fast opsamlingsmateriel til plastaffald vil blive særlig udbredt herhjemme, da potentialet er for lille. Måske vil det blive etableret i etageejendomme, hvor man i affaldsskurene kan opstille en særlig beholder til plast, ligesom det i dag er ret almindeligt med særlige beholdere til glas og papir. Tønning peger imidlertid på, at indsamlingseffektiviteten fra fast opsamlingsmateriel er mindre for etageejendomme end fra parcelhusområder. For papir er det ca. 75 % vs. 90 %.

(Kjær, 2001) har diskuteret indsamlingseffektiviteten for henteordninger med kolleger i Miljøstyrelsen, der som et godt gæt mener, at man med henteordning kan opnå ca. 60%.

På baggrund af ovenstående diskussion er det i dette projekt valgt at regne på indsamlingseffektiviteterne 50 % og 60 % til at repræsentere henteordninger fra husholdninger.

Disse indsamlingseffektiviteter er tænkt at dække et mix af begge de nævnte henteordninger, men tager højde for, at henteordning fra fast opsamlingsmateriel antageligt får en begrænset udbredelse, samt at visse typer plastemballage bør til affaldsforbrænding frem for til genvinding. Som for bringeordninger er det lave bud baseret på hidtidige erfaringer, og det høje bud er for fremtidige systemer.

4.2.3.3 Indsamling fra erhverv

Det har ikke været muligt at indhente oplysninger om indsamlingseffektivitet fra erhverv, men den må formodes at være højere end for husholdninger eller på niveau med henteordning fra husholdninger med fast opsamlingsmateriel.

Små erhvervsvirksomheder vil nok i en vis udstrækning benytte sig af bringeordninger, også hvor disse er møntet på husholdninger, men ellers må det antages, at henteordninger vil være mest udbredt blandt erhvervsvirksomheder, og at dette vil ske fra fast opsamlingsmateriel. Mængdeandelen af plastemballage fraktioner, som det i dette projekt skønnes relevant at genvinde, er høj for erhverv i forhold til husholdninger (68% vs. 14 %), se afsnit 2.1.3. Indsamlingseffektiviteten målrettet plastemballage fra erhverv vil antageligt ligeledes kunne blive høj. Man kan måske gætte på en indsamlingseffektivitet på 70 % eller mere for de fraktioner, det er relevant at indsamle til genvinding.

4.3 Transport

Følgende mulige biltyper og deres udnyttelse er udpeget med henvisning til Figur 4:

1. Henteordning, affaldsforbrænding:

Dette antages at finde sted med komprimatorvogn med 24 t totalvægt og en middellast på 3 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på 20 - 25 % af komprimatorvognenes lasteevne på ca. 12 – 14 tons. Kapacitetsudnyttelsen har betydning for miljøbelastningen og for valg af transportproces i UMIP databasen.

2. Henteordninger, genvinding (a):

For husholdningsaffald antages dette at finde sted med komprimatorvogn, 24 t totalvægt og middellast 3 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på 20 - 25 %.

Afhentning til genvinding fra særskilt beholder, også kaldet fast opsamlingsmateriel, vil med stor sandsynlighed finde sted med denne vogntype. Affald som stilles til afhentning kan dog også blive indsamlet med ladvogn, der typisk er indrettet med adskilte rum til forskellige affaldstyper (f.eks. plast, pap, papir, glas) (Tønning, 2001). Se bemærkningen under punkt 4) om den miljømæssige forskel på komprimatorvogn og ladvogn.

Afhentning af transportemballage fra erhverv antages at finde sted med ladvogn eller ophalervogn (containervogn), da denne situation nok minder om indsamling fra bringeordning til sortering, se punkt 4), og der er benyttet samme ladvognstype som i punkt 4). Ladvognen kan være rumopdelt, se ovenover.

3. Bringeordning til genbrugsstation (d):

Fra private husholdninger antages dette at finde sted i benzindreven personbil med motorstørrelse 1,4 – 2 l. Man vil typisk have flere affaldsprodukter med end plastaffald, f.eks. brugte flasker og aviser. Der er antaget 5 kg affald.

Fra lidt mindre virksomheder er antaget dieseldreven varebil, og det er antaget, at denne medbringer 100 kg affald til genbrugsstationen.

4. Bringeordninger til sortering (c og e):

Dette antages at finde sted med ladvogn, 11 t totalvægt og middellast 2,5 tons (Tønning et.al., 1997). Middellasten svarer til en kapacitetsudnyttelse på ca. 45 %.

Komprimatorvogn og ophalervogn er ligeledes mulige. Disse vogne har større totalvægt end ladvognen (25 t vs. 11 t) men antages dårligere udnyttet (ca. 25 % vs. 45 %), så den miljømæssige forskel mellem de to alternativer vil næppe være stor. Derfor er kun ladvognen benyttet i beregningerne.

5. Transport til genvindingsvirksomhed (g, f og h):

Ifølge (Kjølhede, 2001) ankommer transportemballage på lastbiler med 40 t totalvægt og med en typisk last på ca. 16 t, sv. t. en kapacitetsudnyttelse på 65 – 70 %. Lastbilerne kører i speditionstrafik, hvilket vil sige, at de udnyttes til et andet job på hjemturen, dvs. der er ikke nogen tom retur. Dette er ligeledes forudsat i beskrivelsen af transportafstande i afsnit 4.2.2. Den skitserede transport vil nok ligeledes være repræsentativ for plast fra husholdninger, som sendes fra sorteringscentral til genvindingsvirksomhed.

Med hensyn til rene foliefraktioner kan disse presses i baller, som man typisk modtager 22 tons af ad gangen sv. t. 90-100 % kapacitetsudnyttelse på en 40 t lastbil.

Et antal nye transportprocesser er oprettet, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj er forældede. Processerne er blevet til i forbindelse med et transportprojekt (Miljøstyrelsen, 2000) og er baseret på udregning af typiske transporter i TEMA2000 (Trafikministeriet, 2000). De anvendte transportprocesser er listet i nedenstående skema. Disse processer benytter opdaterede data for brændselsproduktion nævnt i Tabel 6, da brændselsproduktion ikke er indeholdt i TEMA.

For 11 t ladvogne er anvendt TEMAŽs lastbil på 10 t totalvægt, da denne er repræsentativ. I stedet for de 45 % udnyttelse er der tilnærmet benyttet lastgraden 48% (TEMA2000 default) svarende til gennemsnitsudnyttelsen i Danmark. For 24 t komprimatorvogne er anvendt TEMAŽs lastbil på 25 t totalvægt beregnet for lastudnyttelsen 25 %. 40 t lastbilen til genvinding med 65 - 70% udnyttelse svarer godt til udnyttelsen ved eksportkørsel og til langturskørsel i Danmark med store biler. Lastgraderne er repræsentative for speditionskørsel. Forkortelsen EU2 i skemaet står for emissionsnormen EURO 2 gældende fra 1996. Vægtene er totalvægt.

De angivne laster af lastbilerne skal tages med forbehold, da de afhænger af den eksakte lastbiltype. Med hensyn til blandet kørsel i Danmark er denne skønnet ud fra tur eksempler i TEMA2000 for lange ture, dvs. over Storebæltsbroen eller yderpunkter i Jylland. Der kan i praksis være stor variation i køremønstret, især lokalt og regionalt. Det normale svovlindhold for dieselolie for landtransport er 0,005% (lav svovl), og dette er benyttet ved beregningerne.

4.4 Rengøring og spildevandsrensning vs. affaldsforbrænding

Rengøring af husholdningsemballager medfører vand- og energiforbrug samt øget spildevandsbelastning med især BOD og COD og dermed ekstra energiforbrug til spildevandsrensning. Spildevandsrensningen er uafhængig af, om det er de enkelte husholdninger eller genvindingsvirksomheden, som skal foretage rengøringen. Af hygiejniske årsager er man mest interesseret i, at rengøringen foretages af husholdningen, før den tomme emballage sendes til genvinding, men genvindingsvirksomheden kan antageligt foretage rensningen med et mindre vand- og energiforbrug.

For at få indtryk af størrelsesordenen af belastningen fra rengøring er der udført et forsøg, hvor et antal relevante husholdningsprodukter emballeret i plastflasker og bøtter er tømt for indhold. Den resterende produktmængde er renset ud og vægten bestemt. De fleste emballager blev vasket i varmt vand, og energiforbrug til vandopvarmning er beregnet. COD af de udrensede produkter er beregnet på basis af nøgletal (Henze et. al., 1992) for kulhydrat, protein, fedt, eddike etc. Mængden af disse indholdsstoffer er taget fra varedeklarationerne. Energiforbrug til nedbrydning af COD i spildevandsrensning og efterfølgende slambehandling er beregnet ud fra nøgletal for spildevandsrensningsanlægget Lynetten (Jørgensen, 2000)(Lynettefællesskabet I/S, 2000). Disse data kan forventes at være bedre end gennemsnittet for spildevandsrensning.

Som alternativ til rengøring af emballagerne med henblik på genvinding er energigevinsten ved affaldsforbrænding af restprodukterne i emballagerne beregnet. Energigevinsten er beregnet ud fra brændværdi af restprodukterne bestemt ud fra varedeklarationerne.

Der er gjort rede for forsøgene og beregningerne i bilag D, og resultaterne indgår i scenarierne behandlet i kapitel 6. Forsøgsresultaterne er behæftet med væsentlig usikkerhed, da de afhænger af forbrugeradfærd ved tømning og rengøring af emballagen, som diskuteret i kapitel 7. Der har her kun været en enkelt testperson til at udføre forsøgene. Testpersonen har nok tømt emballagerne mindre grundigt og rengjort dem mere grundigt, end mange brugere ville gøre, og der er derfor tale om worst case. Rengøringen er foretaget enkeltvis, hvor mange brugere ville udføre rengøringen i forbindelse med opvask (manuelt eller i maskine), hvorved forsøgets vandmængde er for stor. Da opvarmningen af vandet er miljømæssigt afgørende, er beregningerne tillige udført for uopvarmet (koldt) vand for at undgå forskelle i vandforbrug som et usikkerhedsmoment.

Tabel 7
Energi til opvarmning af vaskevand og energigevinst ved affaldsforbrænding for forskelligt COD indhold i plastemballage, husholdningsaffald.

Se her!

4.5 Plastgenvinding

4.5.1 Omsmeltning

Replast A/S genvinder PE folier og i mindre omfang flasker og dunke ved omsmeltning i ekstruder efterfulgt af pelletering til granulat, og data for plastgenvinding er leveret herfra. Ældre data (ca. 1991) fra Replast A/S findes allerede i UMIP PC-værktøjet, men disse data må anses for forældede. Desuden omhandler de ældre data kun landbrugsfolier, hvilket er utilfredsstillende til generelle formål.

Virksomheden har i dag to produktionslinier, en for relativt ren plastaffald (transportemballage, produktionsaffald o.lign.) og en for landbrugsfolie. Det har derfor været muligt at lave en opdeling af data for de to linier. Opdelingen baserer sig i nogen grad på beregnede og skønnede fordelinger af energiforbrug og emissioner.

Sammenlignet med de ældre data må de nye data anses for mere repræsentative, og især har data for transportemballage været savnet. For landbrugsfolie er energiforbruget nogenlunde som før, hvorimod især affaldsmængden er betydeligt reduceret. Der er som ventet kun en begrænset mængde affald fra transportemballagen.

Det skal bemærkes, at affaldsmængderne fra landbrugsfolier især skyldes sand, jord, ler etc., som er bragt ind med folien. Som forklaret i afsnit 3.3.6 skal denne mængde affald, i lighed med hele genvindingsprocessen, tilskrives leverandøren af plastaffald, som er den, der forårsager såvel genvindingsproces som affald. Replast har ingen indflydelse på mængden af affald, som skyldes forurening af plastråvaren.

Mængden af produktionsaffald fra genvindingsprocessen er 7,4 % af den behandlede mængde målt som ren plast, hvilket ikke er væsentligt forskelligt fra det, man forventer fra andre genvindingsbrancher, f.eks. glas og aluminium. Al produktionsaffaldet antages affaldsforbrændt med energiudnyttelse. I perioder er det ikke muligt at forbrænde al produktionsaffald grundet manglende forbrændingskapacitet, hvilket betyder at noget affald må deponeres. Dette antages at være et forbigående problem.

Plastgenvinding kan groft inddeles i følgende procestrin:

Figur 5
Massestrømme og energi for plastgenvinding på Replast

4.5.2 Regranulering

For rimeligt rene fraktioner af produkter, som har en tilstrækkelig godstykkelse, er det muligt at foretage en direkte regranulering, dvs. at man undgår omsmeltningen. Kasserede HD-PE transportkasser, f.eks. kasser til transport af øl/vand, mælk, brød o.lign. vil typisk kunne regranuleres direkte.

Replast A/S udfører ikke i dag direkte regranulering, men det har været muligt at estimere data ud fra et sandsynligt procesforløb på Replast. Et springende punkt er, hvorvidt vask af produkterne er nødvendig eller ej. Vask er nødvendig for at sikre, at der ikke kommer snavspartikler eller rester fra det transporterede produkt med i granulatet. Sidstnævnte problem er størst for transportkasser til f.eks. fersk kød. Mange kasser vaskes rutinemæssigt af leverandøren (brugeren), og man kan sige, at vask af en kasseret kasse ikke er nødvendig for kassens brug men for genvindingen. Med andre ord indregnes vasken hvad enten den finder sted hos leverandøren eller hos genvindingsvirksomheden.

4.6 Affaldsforbrænding

Plastaffald som ikke genvindes samt produktionsaffald fra genvinding bliver affaldsforbrændt. Som udgangspunkt er UMIP databasens processer for affaldsforbrænding af PE og PP benyttet (Miljøstyrelsen, 1999b). Disse processer er af ældre data, men er verificeret i forhold til nyere oplysninger (Energi E2, 2001). Problemet med at anvende nyere data er, at disse er for dansk gennemsnitsaffald, hvorimod UMIP databasens data som krævet i LCA er beregnet per materialetype, der affaldsforbrændes.

I UMIP databasens affaldsforbrændingsprocesser antages nogle emissioner at være fælles for forbrændingsanlægget, uanset hvad der forbrændes, og andre emissioner er produktspecifikke. Til fælles emissioner er regnet NOx og dioxin, og disse svarer størrelsesordensmæssigt rimeligt godt til oplysninger i (Energi E2, 2001). CO emission er væsentlig højere end i (Energi E2, 2001), hvor den til gengæld også forekommer påfaldende lav.

I UMIP databasen er der ikke regnet med elproduktion fra affaldsforbrænding, da dette stort set ikke fandt sted på tidspunktet for den daværende dataindsamling. I dette studie er der regnet med, at affaldsforbrændingens energiproduktion fordeler sig på 80 % varme og 20 % el. Der er ikke allokeret mellem el og varme, men da elproduktionen er lille, har dette kun mindre betydning. Varmen antages at fortrænge fjernvarme fra det centrale system i Danmark (Energi E2, 2001), hvilket vil sige kraftvarme og varme fra centrale elværker. El antages at fortrænge gennemsnits dansk elproduktion (Energi E2, 2001). Der er regnet med allokering efter energikvalitet (exergi) for den fortrængte el og varme.

Der er regnet med samme totale virkningsgrad på 75 % for affaldsforbrænding med elproduktionen som for ældre data uden elproduktion, men da virkningsgraden på elproduktion er væsentlig ringere end for varmeproduktion, er den uændrede totale virkningsgrad udtryk for en bedre virkningsgrad på forbrændingen i anlægget, hvilket man regner med i dag.

Forbrænding af restprodukter er oprettet med udgangspunkt i UMIP databasens eksisterende processer og følger ovennævnte beskrivelse for el og varme.

Forbrænding af slam er oprettet med udgangspunkt i UMIP databasens eksisterende processer med hensyn til selve forbrændingen, men ikke med hensyn til energiproduktion, da denne er opgjort separat i data for spildevandsbehandling og slamforbrænding (Lynettefællesskabet, 2000). Slam og biogas kommer fra forrådnelse af organisk materiale i spildevandet.

4.7 Energi

Et antal nye processer for energi og produktion af brændsler (pre-combustion) er oprettet. Det drejer sig om følgende processer:

For energiprocesserne gælder, at både de traditionelt omfattede emissioner til luft og f.eks. tungmetalemission er medtaget. For brændselsproduktion er alle tilgængelige emissioner ligeledes medregnet.

Dansk el- og fjernvarmeproduktion er fra en LCA af dansk elproduktion 1997 udført af elværkerne ved ENERGI E2 (Energi E2, 2001). Der har vist sig nogle fejl i de offentliggjorte data, som er korrigeret af IPU i dette projekt. Fejlene er af systemmæssig karakter og har meget lille værdimæssig betydning. Der er benyttet data, hvor allokering mellem el og varme er udført efter exergi (energikvalitet), og der er regnet med data for energiproduktion og ikke forbrug, dvs. tallene er ikke korrigeret for import/eksport. Problemet med den måde der er korrigeret for import/eksport på af Energi E2 i overensstemmelse med Energiministeriets politik, er at der godskrives en miljøgevinst hver gang i løbet af året, Danmark har import af vandkraft, til trods for at Danmark netto har eksport af forurenende kulkraft.

Nye data for brændselsproduktion er oprettet i forbindelse med et projekt for transport (Miljøstyrelsen, 2000) og anvendt her, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj må anses for forældede. Brændselsproduktionen repræsenterer EU gennemsnit, hvor en stor del af råolien udvindes i bl.a. Mellemøsten, og data er ikke nødvendigvis repræsentative for danske forhold (hvad de tidligere data heller ikke var). Dette kommer mest synligt til udtryk for VOC emission

5. PE transportemballage

Dette kapitel beskriver LCA vurdering af de transportemballager, som blev udpeget i afsnit 2.3, og som det teknologisk og potentialemæssigt er relevant at genvinde. Det drejer sig om LD-PE stræk- og krympefolie o.lign. samt HD-PE transportkasser. Resultaterne er præsenteret i grafer, og værdierne for disse grafer er vist i bilag E.

Spørgsmålet, som LCA vurderingen skal svare på i dette kapitel, er, hvordan genvinding forholder sig i forhold til affaldsforbrænding vist for 100 % genvinding og 100 % affaldsforbrænding. Disse scenarier er i praksis hypotetiske, men tjener altså her til sammenligning.

En del plastaffald afhændes til genvinding i Fjernøsten (Kina). Dette er taget ind i sammenligningen for LD-PE folier for at få en belysning af især transportens rolle. For LD-PE folie er der ligeledes sammenlignet med situationen, at plast ikke genvindes, dvs. bliver deponeret. Denne situation forekommer ikke i praksis, men sammenligningen tjener dels til en absolut forståelse af gevinsten ved genvinding henholdsvis affaldsforbrænding, og skal også illustrere, om genvinding i Kina i det hele taget kan svare sig.

5.1 LD-PE folie

Den sammenlignende resultatpræsentation for genvinding og affaldsforbrænding findes i afsnit 5.1.4, hvori også indgår sammenligning med deponi. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 5.1.1 - 5.1.3.

5.1.1 Genvinding, 100%, i Danmark

5.1.1.1 Scenarie

Figur 6 viser scenariet for genvinding af transportemballage med fokus på folier genvundet i Danmark.

Se her!

Figur 6
Scenarie for genvinding af transportemballage, folie

Transportafstande og mængder er opsummeret fra afsnit 4.2.2 og 4.3:

Mulighederne f og h praktiseres givetvis i et vist omfang, men betydningen heraf er blot, at dette gør miljøbelastningen fra indsamlingsscenariet lidt mindre, som diskuteret i afsnit 4.2.2.

Da der er et produktionstab på 7,4 % i forhold til den indsamlede mængde målt som ren plast, bliver den producerede mængde genvundet plast 0,926 kg per kg indsamlet plast, ren. Mængden af indsamlet plastaffald kan være større end 1 kg, da skrottet indeholder urenheder, labels m.v., men mængden heraf er beskeden for transportfolier, som derfor regnes som "ren".

Der regnes med et lødighedstab på 10 %, se afsnit 3.3.6.1, og derfor bliver den undgåede produktion af primær plast 0,833 kg (0,9 x 0,926 kg).

5.1.1.2 Resultatdiskussion, genvinding vs. affaldsforbrænding

Resultaterne er vist i afsnit 5.1.4, Figur 8 - Figur 12. Resultaterne er sammenlignet med genvinding i Kina og med affaldsforbrænding. Resultaterne for genvinding i Kina diskuteres i næste afsnit, hvorimod det er mest naturligt at diskutere resultaterne for affaldsforbrænding her, sammen med resultaterne for genvinding.

De samlede resultater af miljøeffekt vurderingerne, hvor alle faser er lagt sammen, er vist i Figur 8. Figur 9 og Figur 10 viser de samlede resultater for henholdsvis affald og ressourcer. Alle resultater er præsenteret vægtet, som forklaret i rapportens kapitel 3.

I figurerne for miljøeffekter er kun vist resultater for effekterne næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse, forsuring og drivhuseffekt. Der er ikke præsenteret data for toksicitet, da disse er for usikre som beskrevet i afsnit 3.5.3. Således har det ikke i særlig høj grad været muligt at vurdere toksicitet af primær plastproduktion og affaldsforbrænding, hvorimod der er angivet en lang række toksiske udledninger for de energiscenarier som fortrænges, hvilket giver et urealistisk negativt toksicitetsbidrag for affaldsforbrænding.

Samlet set er det klart mest fordelagtigt at genvinde den "rene" transportemballage, når der ses på miljøeffekter og ressourcer. Fortrængning af stenkul ved affaldsforbrænding synes måske ikke så stor, men man må tænke på, at resultaterne er vægtede, og at stenkul er en ressource, som er tilgængelig i langt større mængder og med væsentlig længere forsyningshorisont end olie og naturgas. Målt i faktuelle mængder, f.eks. tons, er den fortrængte mængde olie og naturgas mindre end kulmængden. Olie- og naturgasforbruget skyldes især tabet af plastressourcen ved forbrænding. Med hensyn til affaldsmængden synes affaldsforbrænding mest favorabel, da der fortrænges en stor mængde volumenaffald fra stenkulsproduktion.

Resultaterne er sammenlignet med deponi, hvilket illustrerer situationen, at plasten ikke blev genvundet hverken som materiale eller som energi. Dette illustrerer, hvor stor fordelen er ved genvinding eller affaldsforbrænding, men deponi af plast er urealistisk i Danmark.

Figur 11 viser resultatet af miljøvurderingerne opdelt i materialer, transport, bortskaffelse og undgået produktion. Materialefasen dækker produktion af primær PE plast. Undgået produktion ved genvinding er primær PE plast og en mindre mængde energi ved forbrænding af produktionsaffald. Ved affaldsforbrænding omfatter undgået produktion udelukkende energi.

Figur 11 viser, at der er et væsentligt bidrag fra undgået produktion for henholdsvis genvinding og forbrænding. Med hensyn til affaldsforbrændingen synes bidraget fra den undgåede energiproduktion at være større end bidraget fra selve forbrændingen af plastemballagen. Dette skyldes, at energien som fortrænges for en stor del udspringer af kul, som giver et væsentligt bidrag til især forsuring, men også til CO2. Dette betyder også, at jo mere "grøn" den danske energiproduktion bliver, f.eks. som følge af regeringens handlingsplan Energi 21, jo mindre bliver bidraget fra den fortrængte energi, og jo mindre kan det følgelig svare sig at affaldsforbrænde set fra et rent miljømæssigt synspunkt, se kapitel 7.

Transportens andel ses at være meget lille for genvinding og affaldsforbrænding i Danmark.

Figur 12 viser tilsvarende Figur 11 resultatet af ressourcevurderingerne opdelt i materialer, transport, bortskaffelse og undgået produktion. Der knytter sig nogenlunde samme kommentarer hertil, dog tilføres der ikke andre ressourcer til affaldsforbrændingen (bortskaffelse under "Forbrænding") end dem, som ligger bundet i materialet.

5.1.2 Genvinding, 100%, i Kina

Der tages udgangspunkt i scenariet Figur 6, men transporten fra sorteringscentral til genvinding i Kina antages at ske med 400 km lastbil, 16000 km containerskib og 500 km tog. Denne transport omfatter kørsel fra "midt i Danmark" til Hamborg, sejlads med containerskib til Kina og transport med tog til genvindingsvirksomhed i Kina. Sidstnævnte antagelse er et rent gæt.

For lastbil og skib er benyttet opdaterede data (se afsnit 4.3), men for togtransport i Kina er benyttet de ældre data i UMIP databasen, da denne togtransport antages at ske med ældre teknologi.

Der findes kun sparsomme oplysninger om genvindingsteknologi i Kina. Sammenlignet med Danmark er den præget af brug af manuelt arbejde fremfor maskiner til sortering, hvilket giver mindre miljøbelastning, og brug af ældre teknologi til ekstrudering og pelletering, hvilket giver større miljøbelastning. Der er set eksempler på, at opvarmning til nedsmeltning af plasten sker ved kulfyring frem for el (Christensen, 2000).

Det er valgt at gå ud fra data for genvinding i Danmark, men det danske elscenarie er erstattet med ren kulbaseret elproduktion. Dette antages at være rimeligt repræsentativt for, at elproduktionen i Kina er overvejende, dvs. 74 % kulbaseret (IEA, 2000), og at opvarmning kan ske ved kulfyring med et ovntab, som antageligt svarer til tabet ved elproduktion. Endelig antages produktionsaffald at blive deponeret fremfor affaldsforbrændt. Det er dog uvist, om plast produktionsaffaldet bruges til en eller anden form for energiudnyttelse.

Der er benyttet samme lødighedstab som for genvinding i Danmark, da der nok ikke er belæg for at antage, at kvaliteten af det recirkulerede produkt er påviseligt ringere i Kina end i Danmark.

Arbejdsmiljøforhold i Kina er ikke vurderet.

I modsætning til transport ved genvinding i Danmark ses transporten til genvinding i Kina at betyde noget.

Transporten til Kina medfører især øget forsuring og næringssaltbelastning. Umiddelbart kan det se ud som om, at de samlede miljøeffekter ved genvinding i Kina er på niveau med de samlede miljøbelastninger ved affaldsforbrænding i Danmark, se Figur 8. Størrelsesordenen af den øgede forsuring og næringssaltbelastning tillige med fotokemisk ozondannelse er dog diskutabel, da den for en stor del finder sted over åbent hav, hvor de miljømæssige effekter er mindre end i kystnære områder.

Bidraget til drivhuseffekten og forbruget af brændselsressourcer har en mere beskeden øgning end ovennævnte effekter, dvs. størrelsesorden 30 %, hvilket ikke er negligeabelt. Noget af øgningen kan tilskrives, at produktionsaffald ikke affaldsforbrændes.

Mængden af farligt affald ser ud til at være væsentligt øget, hvilket kan tilskrives raffineringen af fuelolie til skibstransporten og mindre undgået produktion fra affaldsforbrænding. Mængden af farligt affald er dog meget usikker.

Af Figur 11 kan det se ud, som om bortskaffelsesfasen i Kina har en mindre miljøbelastning i Kina end i Danmark. Dette skyldes, at der ikke finder affaldsforbrænding af produktionsaffald sted med tilhørende forurening, men det mere end opvejes til gengæld af en mindre undgået produktion fra affaldsforbrænding og en større mængde volumen affald. Af figuren ses også, at transporten til Kina vejer tungere end bortskaffelsen, med de forbehold der er nævnt for effekternes størrelsesorden over åbent hav.

Af Figur 12 ses det, at ressourceforbruget til transporten til Kina er beskeden sammenlignet med scenariernes øvrige ressourceforbrug, og dette er medvirkende til, at transport til Kina er økonomisk rentabel.

5.1.3 Affaldsforbrænding

Figur 7 viser scenariet for affaldsforbrænding af plastaffald i Danmark. Scenariet er generelt gyldigt for transportemballage og husholdningsaffald.

Se her!

Figur 7
Scenarie for affaldsforbrænding af plastemballage

Afhentning fra brugssted (1 kg, 70 km) sker med 24 t komprimatorvogn.

Beregning af den undgåede produktion ved affaldsforbrænding er beskrevet i afsnit 4.6.

Resultaterne for affaldsforbrænding er diskuteret sammen med genvinding i afsnit 5.1.1.2.

I direkte relation til resultaterne for affaldsforbrænding er der yderligere nogle væsentlige bemærkninger:

Stratosfærisk ozonnedbrydning er udeladt som beskrevet i afsnit 3.5.3. Der har mod forventning vist sig et væsentligt negativt bidrag til denne effekt, der kan tilskrives brug af trichlorethan i den fortrængte elproduktion. Dette diskuteres i kapitel 7.

Som nævnt i afsnit 3.5.3 er der ikke præsenteret data for toksicitet, da disse er for usikre. Således har det ikke i særlig høj grad været muligt at vurdere toksicitet af primær plastproduktion og affaldsforbrænding, hvorimod der er angivet en lang række toksiske udledninger for de energiscenarier som fortrænges, hvilket giver et urealistisk negativt toksicitetsbidrag for affaldsforbrænding.

5.1.4 Resultater

Se her!

Figur 8
Samlede resultater for miljøvurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie. Resultatet for Genvinding, Kina skal tages med forbehold, se resultatdiskussion.
  

Se her!

Figur 9
Samlede resultater for affaldsvurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie.
  

Se her!

Figur 10
Samlede resultater for ressourcevurdering af 4 scenarier for PE-LD transportfolie.
  

Se her!

Figur 11
Opdelte resultater for miljøvurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie. Resultatet for Genvinding, Kina skal tages med forbehold, se resultatdiskussion.
  

Se her!

Figur 12
Opdelte resultater for ressourcevurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie.

5.2 HD-PE kasser

Den sammenlignende resultatpræsentation for genvinding og affaldsforbrænding findes i afsnit 5.2.2, hvori også indgår sammenligning med deponi. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 5.2.1.

5.2.1 Regranulering vs. genvinding og forbrænding

Som i afsnit 5.1 er scenarierne for hypotetisk 100 % indsamling til genvinding henholdsvis affaldsforbrænding.

Scenariet for regranulering er i princippet som scenariet vist i Figur 6, der er regnet med et produktionstab på 3 % i forhold til den indsamlede mængde målt som ren plast. Derfor bliver den producerede mængde genvundet plast 0,97 kg per kg indsamlet plast, ren.

Transport direkte fra brugssted til genvinding (rute h) er sandsynligvis udbredt, men grundet den lille betydning af transport er gennemsnitsscenariet for indsamling af transportemballage anvendt.

Scenariet for genvinding er som vist i Figur 6 og scenariet for forbrænding er som vist i Figur 7.

De samlede resultater af miljøeffekt vurderingerne, hvor alle faser er lagt sammen, er vist i Figur 13. Figur 14 viser de samlede resultater for ressourcer.

Der knytter sig samme kommeœntarer til genvinding vs. affaldsforbrænding som i afsnit 5.1.1.2. Af figurerne ses, at det er en absolut fordel at regranulere frem for at omsmelte og pelletere, men regranulering er kun mulig for produkter med en hvis godstykkelse. Sammenlignet med affaldsforbrænding er fordelen markant.

En stor del af miljøbelastningen og ressourceforbruget til regranulering skyldes vaskeprocessen, som kan ligge hos brugeren, som leverer skrottet eller hos genvindingsvirksomheden. Det kan diskuteres, om denne vaskeproces kan undværes for nogle typer produkter, men det er vigtigt, at skrottet er rent før granulering, dvs. fri for labels, lim, lak, fedt o.lign., da dette ellers kan medføre et lødighedstab af det genvundne produkt, se afsnit 3.3.6, som er større end det her antagede 10 %.

5.2.2 Resultater

Se her!

Figur 13
Samlede resultater for miljøvurdering af 3 scenarier for PE-HD transportkasser
  

Se her!

Figur 14
Samlede resultater for ressourcevurdering af 3 scenarier for PE-HD transportkasser

6. Husholdningsemballage flasker, dunke og bøtter

Dette kapitel beskriver LCA vurdering af de husholdningsemballager, som blev udpeget i afsnit 2.3, og som det måske er relevant at genvinde, idet projektets fokus med hensyn til husholdningsemballage er plastflasker og dunke og heri indregnet bøtter. "Måske relevant" betyder i denne forbindelse, at potentialet er interessant, men at der kan være tekniske problemer med genvindingen, fordi emballagen indeholder rester af det emballerede produkt, som typisk er levnedsmidler. Levnedsmidler indeholder organisk materiale, som medfører COD belastning på et renseanlæg, men som omvendt giver et energibidrag ved affaldsforbrænding.

Plastflasker/dunke og bøtter fra husholdninger drejer sig især om materialerne HD-PE og PP. Der er også en mindre mængde PET flasker fra husholdninger, men disse er ikke medtaget, enten fordi det er kemikalieflasker, som man ikke er interesseret i at modtage til genvinding, eller fordi der er tale om f.eks. ciderflasker, der nemt vil kunne indsamles og genvindes sammen med udtjente PET returflasker.

Resultaterne er præsenteret i grafer, og værdierne for disse grafer er vist i bilag E.

De undersøgte PP emballager havde efter brug et større eller mindre restindhold af COD. Derfor er disse emballager benyttet til at belyse COD problematikken. Igen fordi PE og PP minder meget om hinanden, vil konklusionerne umiddelbart kunne overføres til COD-holdig PE emballage.

At HD-PE emballagerne efter brug var ret rene og PP emballagen mere eller mindre snavset, er nok et tilfælde som følge af netop de varer, der blev købt ind.

6.1 PP med COD

Spørgsmålet, som LCA vurderingen skal svare på i dette afsnit, er, hvordan genvinding forholder sig i forhold til affaldsforbrænding for forskellige grader af COD restindhold i emballagerne.

Som grundlag er benyttet de i afsnit 4.4 beskrevne forsøg med rengøring af emballager og beregning af vandopvarmning, spildevandsrensning eller alternativt affaldsforbrænding.

Der er valgt 3 grader af COD: lav, middel og høj, som sammenlignes med den rene emballage, dvs. uden COD. Sammenligningen er vist for 100 % genvinding og 100 % affaldsforbrænding. Disse indsamlingseffektiviteter er i praksis hypotetiske, men tjener altså her til sammenligning.

Det skal fremhæves, at fremstillingen af de fødevarer, som udgør resterne, ikke er medregnet, da denne restmængde er den samme og går tabt, uanset om emballagen genvindes eller forbrændes. Selvom resultaterne viser, at det kan være en fordel at affaldsforbrænde emballage med en rest af fødevarer, skal dette ikke forstås således, at det kan svare sig at producere udnyttelige fødevarer til forbrænding.

Den sammenlignende resultatpræsentation for genvinding og affaldsforbrænding findes i afsnit 6.1.3. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 6.1.1 og 6.1.2.

6.1.1 Genvinding af COD-holdig PP

6.1.1.1 Scenarie

Figur 15 viser scenariet for genvinding af plast husholdningsaffald flasker/dunke/bøtter, som rengøres før indsamling til genvinding.

Se her!

Figur 15
Scenarie for genvinding af husholdningsaffald med COD

Transportafstande og mængder er opsummeret fra afsnit 4.2.2 og 4.3:

Muligheden f) praktiseres muligvis, men nok mest for folier og ikke så meget for flasker/dunke. Betydningen heraf er blot, at dette gør miljøbelastningen fra indsamlingsscenariet lidt mindre, som diskuteret i afsnit 4.2.2.

Da der er et produktionstab på 7,4 % i forhold til den indsamlede mængde målt som ren plast bliver den producerede mængde genvundet plast 0,926 kg per kg indsamlet plast, ren. Mængden af indsamlet plastaffald kan være større end 1 kg, men da skrottet antages rengjort før indsamling til genvinding, er mængden heraf beskeden.

Der regnes med et lødighedstab på 10 %, se afsnit 3.3.6.1, og derfor bliver den undgåede produktion af primær plast 0,833 kg (0,9 x 0,926 kg).

Rengøringsforsøget omtalt i afsnit 4.4 er overvejende udført i varmt vand (ca. 40 ^oC). Da usikkerheden på det nødvendige vandforbrug er stor, er beregningerne også foretaget for koldt vand (se bilag D), uanset om det overhovedet vil være muligt at rengøre emballagerne i koldt vand. Usikkerhederne omkring rengøringsforsøget er diskuteret i kapitel 7.

6.1.1.2 Resultatdiskussion, genvinding vs. affaldsforbrænding

Resultaterne for genvinding er sammenlignet med affaldsforbrænding, og det er derfor mest naturligt at diskutere resultaterne for affaldsforbrænding her, sammen med resultaterne for genvinding. Resultater, som er specifikt relateret til affaldsforbrænding, vil dog blive diskuteret i afsnit 6.1.2.2.

De samlede resultater af miljøeffekt vurderingerne, hvor alle faser er lagt sammen, er vist i Figur 16 for rengøring i varmt vand og i Figur 19 for rengøring i koldt vand. Figur 17 og Figur 20 viser de samlede resultater for affald ved vask i varmt og koldt vand. Figur 18 og Figur 21 viser de samlede resultater for ressourcer ved vask i varmt og koldt vand. Der knytter sig samme generelle bemærkninger til de viste effekter som i afsnit 5.1.1.2.

Hvis en genvindingsvirksomhed skal rengøre emballagerne, vil dette antageligt ske i koldt vand, og beregningerne herfor vil derfor også gælde rensning på en genvindingsvirksomhed, også selvom genvindingsvirksomheden benytter en mindre vand end husholdningerne, da det er opvarmningen af vandet og ikke selve forbruget, der er afgørende.

Vurderingen af resultaterne er foretaget ud fra de samlede resultater, dvs. summen af de enkelte effekter. Vurderingerne kan derfor specifikt afhænge af, hvilken effekttype man ser på. Bemærk yderligere, at for affaldsforbrænding er der et negativt bidrag for affald og ressourcer, som skal trækkes fra det positive bidrag. Det negative bidrag skyldes netto fortrængning af volumenaffald fra den fortrængte energiproduktion. Resultaterne er opsummeret i Tabel 8.

Resultaterne viser, at genvinding er en fordel for ren plast, tilsvarende resultaterne i afsnit 5.1. Genvinding og affaldsforbrænding er dog nogenlunde lige med hensyn til affaldsmængder.

For plastemballager med COD er genvinding en fordel for emballager med lav COD, som rengøres i koldt vand. Rengøres de i varmt vand, er genvinding ikke en fordel med hensyn til miljøeffekter og affaldsmængder, men er fordelagtigt ud fra et ressourcesynspunkt.

For emballager med middel COD er genvinding ikke fordelagtig med hensyn til miljøeffekter og affaldsmængder, uanset om der vaskes i varmt eller koldt vand, men genvinding er fordelagtigt med hensyn til ressourcer.

For emballager med høj COD er genvinding ikke fordelagtig, uanset om der vaskes i varmt eller koldt vand. For vask i koldt vand er genvinding og affaldsforbrænding dog nogenlunde lige med hensyn til ressourcer.

Tabel 8
Opsummering af resultater, COD. Genvinding i forhold til affaldsforbrænding.

6.1.2 Affaldsforbrænding af COD-holdig PP

Scenariet for forbrænding er som vist i Figur 7. Restindholdet følger emballagen til forbrændingen.

6.1.2.2 Resultatdiskussion

Resultaterne for affaldsforbrænding er diskuteret sammen med genvinding i afsnit 6.1.1.2.

Emballager, som sendes til affaldsforbrænding er ikke rengjorte, og rengøring gælder kun emballager, der indsamles til genvinding. Derfor er resultaterne for affaldsforbrænding præcis ens i figurerne for rengøring i varmt henholdsvis koldt vand.

Tilsvarende resultaterne i 5.1.3 er et væsentligt negativt bidrag til stratosfærisk ozonnedbrydning udeladt, som beskrevet i afsnit 3.5.3.

Især med hensyn til miljøeffekter og affaldsmængder ses bidragene fra affaldsforbrænding at blive mindre med stigende COD. Dette skyldes, at emballagernes restindhold, som forårsager COD, bidrager til forbrændingen og dermed til fortrængning af anden energi. CO₂ fra forbrænding af restprodukterne er regnet neutral, da restprodukterne kan antages at oprinde fra biomasse.

6.1.3 Resultater, vask i varmt vand

Se her!

Figur 16
Samlede resultater for miljøvurdering af scenarier for COD-holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i varmt vand.
  

Se her!

Figur 17
Samlede resultater for affaldsvurdering af scenarier for COD-holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i varmt vand.
  

Se her!

Figur 18
Samlede resultater for ressourcevurdering af scenarier for COD-holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i varmt vand.

6.1.4 Resultater, vask i koldt vand

Se her!

Figur 19
Samlede resultater for miljøvurdering af scenarier for COD- holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i koldt vand.
  

Se her!

Figur 20
Samlede resultater for affaldsvurdering af scenarier for COD-holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i koldt vand.
  

Se her!

Figur 21
Samlede resultater for ressourcevurdering af scenarier for COD-holdig PP husholdningsemballage. Rengøring før genvinding er sket i koldt vand.

6.2 Indsamlingseffektivitet af HD-PE

HD-PE flasker/dunke anvendes typisk til rengøringsmidler ("Ajax"), eddike og mælk. Selvom mælkedunkene efter brug forekommer ret rene, kan de selv efter rengøring give anledning til problemer med udvikling af råd og stærkt ubehagelig lugt i dunkene, men set fra et teknologisk synspunkt er de ret rene. HD-PE er derfor valgt til at sammenligne hente- og bringeordninger for emballager uden COD. Problematikken med COD er diskuteret i kapitel 7.

Den sammenlignende resultatpræsentation for forskellige indsamlingseffektiviter som kan illustrere en hente- og bringeordning findes i afsnit 6.2.2. Scenarierne og resultaterne af LCA vurderingerne er beskrevet i afsnit 6.2.1.

6.2.1 Forskellig indsamlingseffektivitet

Som diskuteret i afsnit 4.2.3 er bringeordning repræsenteret ved 25 % og 40 % indsamlingseffektivitet og henteordning ved 50 % og 60 % indsamlingseffektivitet. Alt ikke indsamlet materiale affaldsforbrændes.

For at give en forståelse for hvor bringe- og henteordningen ligger absolut set, indgår også 100 % genvinding og 100 % affaldsforbrænding i sammenligningen.

Indsamlingsscenariet følger afsnit 4.2.2 og 6.1.1.1. Bringeordningen følger rute b, c og d, e til sorteringscentralen, se Figur 15, hvorimod henteordningen følger rute a. Da der ikke antages at være stor forskel på miljøbelastningen fra de forskellige indsamlingsmåder, og da transport i forbindelse med indsamling samlet set betyder meget lidt, er der benyttet samme gennemsnitsscenarie for de to indsamlingsmåder.

Resultaterne ses ikke overraskende at blive dårligere med faldende indsamlingseffektivitet, og der synes at være en hvis linearitet. For miljøeffekter og ressourcer forringes resultatet med ca. 8 % for 10 % fald i indsamlingseffektiviteten, og for affaldsmængderne er faldet ca. 12 % for 10 % fald i indsamlingseffektivitet. Disse nøgletal kan eventuelt indgå i en økonomisk vurdering af valget mellem de to indsamlingssystemer. Som diskuteret i kapitel 7 bør man yderligere ikke tilstræbe for høj en indsamlingseffektivitet, for ikke at få en negativ effekt fra meget COD-holdige emballager.

6.2.2 Resultater

Se her!

Figur 22
Samlede resultater for miljøvurdering af scenarier for indsamlingseffektivitet af husholdningsemballage
  

Se her!

Figur 23
Samlede resultater for affaldsmængder af scenarier for indsamlingseffektivitet af husholdningsemballage
  

Se her!

Figur 24
Samlede resultater for ressourcevurdering af scenarier for indsamlingseffektivitet af husholdningsemballage

7. Fortolkning

Fortolkningen omfatter ifølge (ISO, 1998) følsomhedsvurdering, herunder vurdering af datakvalitet, usikkerhedsvurdering og begrænsninger i fortolkning af resultater som følge af følsomheds- og usikkerhedsvurderingen. Endelig er konklusioner og anbefalinger også en del af fortolkningen, men dette er her bragt særskilt i kapitel 8. Resultaterne er præsenteret i grafer, og værdierne for disse grafer er vist i bilag E.

7.1 Følsomhedsvurdering

Valg af energiscenarie har altid betydning i systemer, der forbruger eller fortrænger energi, og hvor energi er en betydende faktor, således som tilfældet er for plastens fremstilling og bortskaffelse ved genvinding eller affaldsforbrænding.

I afsnit 3.4.2 blev der redegjort for valg af stedspecifikke gennemsnitlige energiscenarier i dette studie, hvor der er valgt dansk gennemsnit el og varme 1997 (DK97 i de følgende figurer) for genvinding og forbrænding (Energi E2, 2001). Varmen er kraftvarme eller varme fra centrale elværker. El forbruges ved genvinding. El og varme fortrænges ved affaldsforbrænding.

Med hensyn til plastfremstilling er data for elforbrug integreret i de benyttede plastdata (Boustead, 1999) og er derfor ikke byttet ud med andre data; men det vides, at der er benyttet gennemsnit af stedspecifik el for de lande, hvori plasten er fremstillet. Elforbruget udgør en mindre del af energiforbruget i forhold til termisk energi.

Ved valg af marginal, også kaldet mest følsomme leverandør (se afsnit 3.4.2), er den såkaldte langtidsmarginal som regel mest relevant, dvs. i forbindelse med dette studie den påvirkning (øget forbrug eller fortrængning), der på sigt vil føre til opførelse eller nedtagning af kraftværker. Valg af marginal er i sig selv usikker og bygger på økonomiske kriterier og vurdering af begrænsninger i leverancen (Weidema et.al., 1999). I (Weidema et.al., 1999) er der argumenteret for, at naturgas er den mest sandsynlige marginal for el og kraftvarme i Danmark, produceret på et moderne combined cycle anlæg (ngas CC i de følgende figurer). Kul regnes ikke for at være en realistisk marginal i Danmark p.t. af politiske årsager, selvom kul forsyningsmæssigt og økonomisk er et mere oplagt valg. En eventuel bortskaffelse af CO₂ kvoten kan dog ændre på dette forhold (Energistyrelsen, 2001), men el og varme produceret fra naturgas og vedvarende energi vil blive prioriteret til hjemligt forbrug, og eventuel øgning af kulbaseret el vil gå til eksport. Tilbage er dog varmen fra den kulbaserede elproduktion, som må afsættes herhjemme, som tilfældet er det for varme produceret fra naturgas og vedvarende energi.

På baggrund af ovennævnte diskussion er det i dette studie valgt at benytte el og kraftvarme produceret på naturgas combined cycle anlæg (ngas CC).

Det kan diskuteres, om den valgte marginal er den mest sandsynlige for kraftvarmen, da den energifortrængning, som fjernvarmen fra affaldsforbrænding medfører, kan føre til nedlukning af ældre kulfyrede værker (Energistyrelsen, 2001). Kul er derfor en anden mulig marginal ved energifortrængning, men den vil ligge tæt på de eksisterende data for kraftvarme, som indgår i scenariet "Forbrænding, DK97".

Endelig kan det diskuteres, hvorvidt en energifortrængning finder sted i situationen, hvor forbrændingsanlæg og kraftvarmeværker konkurrerer om det samme marked. Forbrændingsanlægget skal primært afsætte sin varme, og kraftvarmeværket skal som hovedregel opretholde den nødvendige elproduktion, som det er muligt at producere uden eller med nedsat udnyttelse af spildvarmen. I perioder med overskud af varme vil varmen fra forbrændingsanlæg altså blot resultere i, at elproduktionen fra kraftvarmeværker sker med nedsat udnyttelse af spildvarme.

Valg af allokeringsprincip mellem el og varme spiller også en rolle. Den valgte allokering efter energikvalitet lægger en større del af miljøbelastningen på elproduktionen og en mindre på varmeproduktionen i forhold til allokering efter energiindhold, og da der fortrænges mest varme, bliver den fortrængte miljøbelastning derved mindre, end den ville være blevet for allokering efter energiindhold og den resulterende miljøbelastning større. Jfr. diskussionen om hvorvidt energifortrængning finder sted, er der ingen tvivl om, at den foretagne allokering efter energikvalitet er mindst følsom overfor de usikre forudsætninger og dermed mest retvisende.

Anvendelse af naturgas som marginal energi er beregnet for PE-LD folie, se afsnit 5.1, og resultaterne er vist i Figur 25 - Figur 29.

Med hensyn til miljøeffekter sker der en forbedring ved genvinding af plast og en markant forværring ved affaldsforbrænding. Dette skyldes, at naturgasproduceret energi er "renere" end kulproduceret, dvs. afgiver en mindre emissionsmængde. De undgåede emissioner ved affaldsforbrænding er således væsentligt mindre for naturgasproduceret energi end for det overvejende kulbaserede gennemsnit, DK97, se Figur 28. Med hensyn til miljøeffekter er det i virkeligheden bedre at deponere plasten end at forbrænde den under fortrængning af naturgasproduceret energi.

Med hensyn til affaldsmængder sker der igen en forbedring ved genvinding af plast og en forværring ved affaldsforbrænding. Dette skyldes, at de affaldsmængder, og dermed undgået affald, er væsentlig mindre for naturgasproduceret energi end for det overvejende kulbaserede danske gennemsnit. Bemærk at det negative bidrag for forbrænding, DK97 i Figur 26 skal trækkes fra det positive bidrag.

Med hensyn til ressourcer sker der en forværring for genvinding af plast og en forbedring for affaldsforbrænding. Dette skyldes, at naturgas er en mere begrænset ressource end kul, og forbruget henholdsvis fortrængningen derved bliver større, se Figur 29.

Se her!

Figur 25
Samlede resultater for miljøvurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie. Genvinding og forbrænding er vist for stedspecifik og marginal energi
  

Se her!

Figur 26
Samlede resultater for vurdering af affaldsmængder i 3 scenarier for PE-LD transportfolie. Genvinding og forbrænding er vist for stedspecifik og marginal energi
  

Se her!

Figur 27
Samlede resultater for ressourcevurdering af 3 scenarier for PE-LD transportfolie. Genvinding og forbrænding er vist for stedspecifik og marginal energi
  

Se her!

Figur 28
Opdelte resultater for miljøvurdering af 2 scenarier for PE-LD transportfolie vist for stedspecifik og marginal energi
  

Se her!

Figur 29
Opdelte resultater for miljøvurdering af 2 scenarier for PE-LD transportfolie vist for stedspecifik og marginal energi

7.1.1.2 Fremtidig el og varmeproduktion "DK 2012"

Det har ikke været muligt i projektet at finde data for fremtidig elproduktion, som er præcise nok til at konstruere LCA data for fremtidig el- og varmeproduktion. Der er fundet data for forventet forbrug af brændsler til både el og varme og nogle grove gæt på produktion og forbrug af el og kraftvarme, men det vurderes, at et estimat af fremtidige virkningsgrader og allokering mellem el og varme er lovlig usikker til beregning af energiprocesser. I stedet diskuteres fremtidig el- og varmeproduktion ud fra beregningerne for naturgasproduceret marginal energi i forrige afsnit.

Forbruget af brændsler til det hjemlige forbrug af dansk el og varmeproduktion fordelte sig således i 1998 (Energistyrelsen, 2000):

Forbruget af brændsler til det hjemlige forbrug af dansk el og varmeproduktion forventes at fordele sig således i 2012 (Energistyrelsen, 1999):

Vind- og solenergi indgår i vedvarende energi som "brændsel" med et nytteoutput (el) på 100 %. Vedvarende energi i øvrigt er biomasse og affald, hvor nyttevirkningsgrader for el- og varmeproduktion er nogenlunde tilsvarende de fossile brændsler.

Det ses at forbruget af naturgas og vedvarende energi vil stige, og forbruget af olie og kul vil falde. Vedvarende energi regnes CO₂ neutral, og naturgas udleder mindre CO₂ per energienhed end kul og olie. Det samme vil gælde andre udledninger fra vedvarende energi og naturgas. Derfor vil miljøeffekterne fra et fremtidigt energiscenarie antageligt gå i retning af scenariet for marginal energi (ngas CC), se Figur 25, og det samme vil gælde affaldsmængder, se Figur 26. For ressourcer vil en større andel af "ressourceneutral" vedvarende energi føre til mindre ændringer af, hvad Figur 27 viser, eller måske endda en forbedring for genvinding og forværring for forbrænding.

7.1.1.3 Fortrængning af olie og naturgasfyring.

Alternativt til fortrængning af kraftvarme er der også den mulighed, at varme fra affaldsforbrænding fortrænger fyring med olie og naturgas. Denne situation kan optræde, hvor man har udbygning af fjernvarme fra affaldsforbrænding i områder, hvor der ikke eksisterer eller er planer om kraftvarme.

Benyttes CO₂ som indikator, har energisystemerne disse emissioner:

Som tidligere nævnt afhænger emissionen fra kraftvarme af allokeringen mellem el og varme. Benyttes energiindhold i stedet for energikvalitet, er CO₂ emissionen 154 g/MJ, incl. pre-combustion.

Det ses, at fordelen ved energifortrængning bliver større, når det er olie- eller naturgasfyring, der fortrænges, end kraftvarme allokeret efter energikvalitet. Fordelen bliver ligeledes større, hvis varmen er allokeret efter energiindhold. Graferne i Figur 25 - Figur 29 vil altså gå modsat i forhold til energifortrængning af naturgasbaseret kraftvarme, allokeret efter energikvalitet.

Vejledende anbefaler man, at der allokeres efter energikvalitet, hvis varmen kan opfattes som et spildprodukt til elproduktion. Omvendt, hvis varmeproduktionen er prioriteret, allokeres efter energiindhold, men det ser ud til at være en bedre idé at producere varme ved fyring direkte eller som spildprodukt fra elproduktion, end at have varmeproduktion med el som "spildprodukt". Hensynet til forsyningsflexibilitet kan dog gøre sidstnævnte nødvendigt.

7.1.2 Stratosfærisk ozonnedbrydning ved undgået energiproduktion

Som nævnt i afsnit 3.5.3 er der ikke præsenteret resultater for stratosfærisk ozonnedbrydning, da man normalt ikke finder nævneværdige bidrag herfor for produkter, der ikke bruger ozonnedbrydende stoffer. Mod forventning har der vist sig et væsentligt negativt bidrag til stratosfærisk ozonnedbrydning. Effekt er negativ, fordi den stammer fra undgået energiproduktion ved affaldsforbrænding. Det negative bidrag for genvinding skyldes affaldsforbrænding af produktionsaffald. Den stratosfæriske ozonnedbrydning er sporet til brug af trichlorethan i data fra (Energi E2, 2001) for energiproduktion.

Størrelsesorden af den stratosfæriske ozonnedbrydning er vist normaliseret i Figur 30 og vægtet i Figur 31. Det vægtede resultat kan sammenlignes med resultatet for LD-PE i Figur 8 og det ses, at den undgåede produktion af stratosfærisk ozonnedbrydning er meget dominerende. Dette skyldes imidlertid, at der er benyttet en høj vægtningsfaktor for denne effekt sammenlignet med vægtningsfaktorerne for de øvrige miljøeffekter.

For bedre at kunne sammenligne med størrelsesorden af de andre miljøeffekter er de normaliserede resultater vist (se forklaring på normalisering i afsnit 3.5.2). Det ses heraf, at den stratosfæriske ozonnedbrydning er af samme størrelsesorden som de øvrige effekter tilsammen, målt i forhold til bidraget per borger for de enkelte effekter. For et køleskab er bidraget til stratosfærisk ozonnedbrydning ca. 6 gange større end de øvrige miljøeffekter, før udfasningen af ozonnedbrydende stoffer (CFC11) begyndte. Da energiproduktionens (mulige) bidrag til stratosfærisk ozonnedbrydning er generel og ikke direkte produktrelateret, som det er tilfældet for køleskabe, må problemet betegnes som alvorligt. Energiproduktionens (mulige) bidrag til stratosfærisk ozonnedbrydning er således heller ikke specifikt relateret til affaldsforbrænding af plast, men nævnes her som et generelt problem.

Der er i skrivende stund (forår 2001) ikke tidligere benyttet data fra (Energi E2, 2001), og derfor er der er ikke fra andre og hidtil benyttede energidata rapporteret om effekt vedrørende stratosfærisk ozonnedbrydning. Derfor være ikke sagt, at det ikke forekommer, men hvis der virkelig gøres så udtalt brug af trichorethan i forbindelse med energiproduktion (el og kraftvarme), som resultaterne indikerer, må det betegnes som et overset og temmelig alvorligt problem.

Se her!

Figur 30
Samlede normaliserede resultater for miljøvurdering af PE-LD transportfolie, incl. ozonnedbrydning
   

Se her!

Figur 31
Samlede vægtningsresultater for miljøvurdering af PE-LD transportfolie, incl. ozonnedbrydning

7.1.3 COD og indsamlingseffektivitet

Afsnit 6.1 gennemgik bortskaffelse af PP husholdningsaffald med forskelligt COD indhold forudsat 100 % indsamling til genvinding eller 100 % til affaldsforbrænding. Afsnit 6.2 gennemgik bortskaffelse af en "ren", dvs., ingen COD, PE-HD plastfraktion ved forskellig indsamlingseffektivitet eller affaldsforbrænding. Undersøgelserne viste, groft sagt, at høj indsamlingseffektivitet er en fordel for rene plastfraktioner, men en ulempe for plastfraktioner med et højt COD indhold. Konklusionerne er imidlertid følsomme over for det faktum, at ingen af undersøgelserne tager højde for forskellig indsamlingseffektivitet af emballager med forskelligt COD indhold.

Formålet med dette afsnit er derfor at belyse, hvad der sker ved forskellig indsamlingseffektivitet i forhold til COD indhold. Beregningerne er foretaget for PP, men da PP og PE-HD resultatmæssigt er meget tæt på hinanden, kan resultater herimellem umiddelbart sammenlignes.

Resultaterne fra afsnit 6.1 peger på, at det er en fordel at frasortere plastflasker, dunke og bøtter med et højt og måske også middelhøjt COD indhold, før plasten indsamles til genvinding. Det er ikke muligt ud fra tilgængelig statistik at kortlægge, hvor stort forbruget er af husholdningsemballager, som giver forskelligt COD indhold efter brug, men det er her antaget, at forbruget af disse emballager fordeler sig jævnt mellem ingen, lav, middel og høj COD, dvs. med 25 % til hver.

Beregningerne og den tilsvarende tolkning af resultaterne i Figur 32 - Figur 34 er derfor udført med følgende antagelser:

100 % genvinding:

Genvinding af det samlede mix af 25 % ren, 25 % lav COD, 25 % middel COD og 25 % høj COD.

75 % genvinding:

Genvinding af mix af 25 % ren, 25 % lav COD og 25 % middel COD. Affaldsforbrænding af de frasorterede 25 % høj COD.

50 % genvinding:

Genvinding af mix af 25 % ren og 25 % lav COD. Affaldsforbrænding af det frasorterede mix af 25 % middel COD og 25 % høj COD.

25 % genvinding:

Genvinding af 25 % ren plastfraktion. Affaldsforbrænding af det frasorterede mix af 25 % lav COD, 25 % middel COD og 25 % høj COD.

Forbrænding:

Affaldsforbrænding af det samlede mix af 25 % ren, 25 % lav COD, 25 % middel COD og 25 % høj COD.

Antagelsen om frasortering er naturligvis idealiseret ved, at man tænker sig fuldstændig frasortering af én/flere bestemte fraktioner og fuldstændig, dvs. 100 %, indsamling til genvinding af den/de tilbageblevne fraktioner. Resultaterne kan derfor kun vise nogle tendenser.

Vurderingen af resultaterne er foretaget ud fra de samlede resultater, dvs. summen af de enkelte effekter. Bemærk derfor, at det negative bidrag for affald og ressourcer skal trækkes fra det positive. Det negative bidrag skyldes netto fortrængning af især volumenaffald og stenkul fra den fortrængte energiproduktion ved affaldsforbrænding.

Resultaterne viser, at for miljøeffekterne er der et tilsyneladende optimum ved 50% indsamling, dvs. at fraktionerne med høj og middel COD er frasorteret, og den rene fraktion og fraktionen med lav COD genvindes.

For affaldsmængderne er lav indsamlingseffektivitet eller forbrænding tilsyneladende at foretrække, men fra 50 % indsamling og ned sker der kun et beskedent fald i affaldsmængder, så 50 % indsamling er her acceptabelt.

Med hensyn til ressourcer er en høj indsamlingseffektivitet tilsyneladende at foretrække, men 75 % og 100 % indsamling er nogenlunde lige store, og ressourceforbruget for 50 % indsamling er ikke meget større og er hermed acceptabelt.

Alt i alt synes 50 % indsamling at være mest optimal, dvs. en indsamling, hvor fraktionerne med højt og middelhøjt COD indhold frasorteres til affaldsforbrænding, og den rene fraktion og fraktionen med lavt COD indsamles til genvinding.

Se her!

Figur 32
Samlede vægtningsresultater for miljøvurdering af PP husholdningsemballage for bortskaffelse af forskelligt mix af COD indhold, se tekst.
  

Se her!

Figur 33
Samlede vægtningsresultater af affaldsmængder for PP husholdningsemballage for bortskaffelse af forskelligt mix af COD indhold, se tekst.
  

Se her!

Figur 34
Samlede vægtningsresultater af ressourceforbrug for PP husholdningsemballage for bortskaffelse af forskelligt mix af COD indhold, se tekst.

Man kan ikke ud fra disse resultater lægge sig fast på bestemte målsætninger for indsamlingseffektivitet. For det første er det faktuelle mix af de forskellige COD fraktioner ukendt, og for det andet er den indsamlingseffektivitet, der kan realiseres for fraktionerne, som ønskes genvundet, vanskelig at vurdere, jfr. diskussionen i afsnit 4.2.3. Opgørelsen i (Dall, O. og Toft, J. 1996) tyder dog på, at forbruget af levnedsmidler, som giver anledning til højt COD (sennep, mayonnaise, remoulade), udgør en betydelig del i forhold til øvrige levnedsmidler og andre COD bidragende husholdningsprodukter emballeret i plast flasker, dunke, bøtter, og at antagelsen om, at 25 % af emballagemængden er "høj COD", derfor ikke er urealistisk.

Omvendt viser et forsøg med bringeordning af husholdningsplast i Nyborg (Ottosen og Tønning, 2000), at der indsamles påfaldende få sennep, mayonnaise og remoulade flasker til genvinding, hvilket kan tages som et udtryk for, at forbrugerne smider dem i skraldespanden, formentlig fordi de er umulige at rengøre, som det blev forlangt i forsøget. Indsamlingseffektiviteten af de relativt rene fraktioner, som blev indleveret til genvinding, kan derfor godt være endda en del større end de ca. 40 %, som forsøget målte, beregnet på det samlede potentiale. Hvis ovennævnte tolkning holder stik, indikerer det også, at det vil være muligt at udforme en vejledning for frasortering af disse produkter til dagrenovationen.

7.2 Usikkerhedsvurdering

Med hensyn til datausikkerhed vurderes data generelt at være temmelig pålidelige. Data for primær plastfremstilling og genvinding skønnes at have lille usikkerhed. Også de anvendte energiscenarier skønnes at have lille usikkerhed på de væsentligste emissioner. Data for affaldsforbrænding er ældre og er derfor antageligt behæftet med en del usikkerhed på NOx og CO.

Den væsentligste usikkerhed vedrører data for rengøring af emballager og dermed resultaterne, der knytter sig til problematikken omkring rengøring og COD for husholdningsemballager.

Hvor godt emballagen er tømt, er bestemmende for, vor meget COD renseanlægget belastes med fra de udvaskede produkter. Typisk sad 10 % af produktet tilbage i emballagen for plastflasker med de mest COD belastende produkter. Det er muligt, at bedre tømning kan opnås med ihærdighed og tålmodighed.

Data for spildevandsrensning skønnes pålidelige, dvs. kun behæftet med lille usikkerhed, men der er aspekter ved spildevandsrensningen, som ikke er belyst, så som behandling eller brug af slam, der ikke forbrændes og mængden af restaffald fra slamforbrænding. Endelig fremgår de udledte emissioner fra det rensede spildevand ikke, men de er antageligt små.

8. Udpegede fokuspunkter

Bakkane, K.K. (1994). Life Cycle data for Norwegian oil and gas. Norwegian Institute of Technology. Forlaget Tapir. Trondheim.

Boustead, I. (1999). Ecoprofiles of plastics and related intermediates. APME. Brussels. http://www.apme.org/

Christensen, A. (2000): Personlig reference, Arne Christensen. Replast A/S, Vojens, 2000

Christensen, B.H. (1991), Energi og miljø i Norden, dk-Teknik, Gladsaxe

Dall, O. og Toft, J. (1996). Kortlægning af miljøbelastningen ved en families aktiviteter. Arbejdsrapport nr. 26/96 med tilhørende diskette. Miljøstyrelsen, København.

Danmarks Miljøundersøgelser (2000). Opgørelse af danske luftemissioner. http://www.dmu.dk/1_viden/2_miljoe-tilstand/3_luft/4_adaei/

Danmarks Statistik (1996): Statistisk Årbog 1995. Danmarks Statistik, København

Danmarks Statistik (2000): http://www.dst.dk

Energistyrelsen (1999). Opfølgning på Energi 21. Status for energiplanlægning. Energistyrelsen. København.

Energistyrelsen (2000). Energistatistik 98. Energistyrelsen. København.

Energistyrelsen (2001). Fremskrivning af Danmarks energiforbrug og CO₂ udledning. Energistyrelsen. København.

Energi E2 (udgiver) (2001). Livscyklusvurdering af dansk el og kraftvarme, CD-rom data. Energi E2, Elkraft, Elfor, Elsam og Eltra, Ballerup.

Frees, N. og Weidema, B. (1998). Life Cycle Assessment of Packaging Systems for Beer and Soft Drinks. Energy and Transport Scenarios. Miljøstyrelsen, København.

Frischknecht, R. (editor). (1996). Ökoinventare von Energiesysteme. Bundesamt für Energiewirtschaft, Bern. Udgivet af Eidgenössische Technische Hochschule (ETH), Zürich

Halle, J. (2000). Personlig reference, Jessie Halle. FDB Centrallaboratorium, Glostrup

Hanneslund, L. (1996): Bortskaffelse af emballage fra private husholdninger via dagrenovationen. Arbejdsrapport nr. 52, Miljøstyrelsen, København.

Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J.C. og Arvin, E. (1992). Spildevandsrensning, biologisk og kemisk. Polyteknisk Forlag, Lyngby.

IEA (2000). http://www.iea.org . International Energy Agency.

Interconsult (1998). Sorteringsanalyser – kommunalt avfall. Interconsult group ASA, Trondheim, mars 1998. SFT Avfallsektionen, lokalmijløavdelingen. Statens Forurensningstilsyn, Oslo. http://www.sft.no/publik/41164.html

ISO (1997). International Standard 14040. Environmental management – Life cycle assessment – Principles and framework. International Organization for Standardization, ISO. Geneve.

ISO (1998). International Standard 14041. Environmental management – Life cycle assessment - Goal and scope definition and inventory analyses. International Organization for Standardization, ISO. Geneve.

ISO (2000). International Standard 14042. Environmental management – Life cycle assessment – Life cycle impact assessment. International Organization for Standardization, ISO. Geneve.

Jacobsen, H. og Hansen, G. (1999): Plastemballagestatistik 1998. Teknologisk Institut, Videncenter for Affald og Genanvendelse, Taastrup.

Jørgensen, K. R. (2000). Miljøvurdering af scenarier for genbrug af vand og bortskaffelse af restprodukter fra industrivaskerier. Eksamensprojekt IPT-138-00, DTU, Lyngby.

Kompass (1999). Kompass on Disc, CD-Rom. Kompass-Danmark, Holte.

Kjær, B. (2001). Personlig reference, Birgitte Kjær. Miljøstyrelsen, København.

Kjølhede, B. (2000). Personlig reference, Børge Kjølhede. Replast A/S, Vojens.

Kjølhede, B. (2001). Personlig reference, Børge Kjølhede. Replast A/S, Vojens.

Kristensen, H. (2000). Personlig reference, Hanne Kristensen. Affaldskontoret, Miljøstyrelsen, København

Lynettefællesskabet I/S (2000). Renseanlæg Lynetten, Grønt regnskab 1999. Lynettefællesskabet I/S, København.

Miljøstyrelsen (1997). Emballageforsyningen i Danmark - fordelt på varegrupper. Miljøstyrelsen, København

Miljøstyrelsen (1999a). Affald 21: Regeringens Affaldsplan 1998-2004. Miljø- og Energiministeriet, København.

Miljøstyrelsen (1999b). UMIP PC-værktøj, version 2.11 beta. Miljøstyrelsen. København.

Miljøstyrelsen (1999c). Scenarier for øget genanvendelse af dagrenovation samt vurdering af arbejdsmiljø. Miljøprojekt 493/1999. Miljøstyrelsen. København

Miljøstyrelsen (2000). Produkters forbrug af transport. Systemanalyse. Igangværende projekt for Miljøstyrelsen. COWI og IPU, Vejle/Lyngby.

Mølgaard, C. (1995). Environmental analysis of disposal of plastics waste. Ph.D. thesis PI95-08-A. DTU. Lyngby.

Nissen, B. et al. (1994): Dagrenovation fra private husholdninger. Miljøprojekt nr. 264. Miljøstyrelsen, København

Ottosen, L.M. og Tønning, K. (2001). Indsamlingssystemer for plastflasker og –dunke fra husholdninger. Miljøprojekt xxx. Miljøstyrelsen, København.

Ottosen, L.M. (2001). Personlig reference, konsulent Lars M. Ottosen. Århus.

Person, L., Ekvall, T., Weidema, B.P. (1998). Life Cycle Assessment of Packaging Systems for Beer and Soft Drinks. Refillable PET Bottles, Technical Report 5. Miljøprojekt nr. 404, Miljøstyrelsen, København.

Larsø, P. (2000). Personlig reference, Poul Larsø. Rockwool, Hedehusene.

Sørensen, J. (2001). Personlig reference, Johnny Sørensen. Reno Fyn I/S, Nyborg.

Trafikministeriet (2000). TEMA 2000. Trafikministeriet, København.

Tønning, K, Ottosen, L.M., Malmgren-Hansen, B., Petersen, C. og Skovgaard, M. (1997). Genanvendelse af dagrenovation – miljømæssig og økonomisk vurdering. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, 85/1997. Miljøstyrelsen, København.

Tønning, K. (2000). Personlig reference, Kathe Tønning. Teknologisk Institut, Århus.

Tønning, K. (2001). Personlig reference, Kathe Tønning. Teknologisk Institut, Århus.

Weidema, B.P., Frees, N. og Nielsen, A-M. (1999). Marginal Production Technologies for Life Cycle Inventories. Int. Journal of Life Cycle Assessment, 4 (1).

Wediema, B.P. (1999). System expansions to handle co-products of renewable materials. Presentation summaries of the 7^th LCA Case Studies Symposium SETAC-Europe.

Weidema, B.P. (2000). Avoiding co-product allocation in LCA. Paper submitted for the Int. Journal of Life Cycle Assessment.

Wenzel H, Hauschild M, Rasmussen E. (1996). Miljøvurdering af Produkter. UMIP publikation. Miljøstyrelsen. København.

Økoanalyse (1996). Miljøbelastning ved en families aktiviteter. Rapport 1996.1. Forbrugerstyrelsen, København.

Bilag A:
Bearbejdning af data - "Top 500"

Bearbejdning af data vedr.: "Emballageforsyningen i Danmark – fordelt på varegrupper"

(Miljøstyrelsen, 1997), populært kaldet "Top 500", er bearbejdet således:

Det bearbejdede resultat af Top 500 er vist på de næste sider.

For nogle varegrupper er der viden om, at emballager kan være andre materialetyper end anført. Det gælder f.eks. produkter hvor der bruges bøtter og spande, da disse vides for en stor del at være fremstillet af PP i stedet for som anført af PE. For sauce, sennep m.v. er angivet en stor mængde PC selvom dette så vidt vides ikke benyttes til emballager. Andre steder er der mistanke om, at PS i virkeligheden er EPS, eller at HD-PE i virkeligheden er LD-PE. Der er ikke gjort forsøg på at rette disse formodede fejlvurderinger grundet mangel på kvalificerede data at sætte i stedet, men anmærkninger er gjort i tabellen bilag C.

Det har kun få steder været muligt at verificere oplysningerne. Det gælder f.eks. forbruget af HD-PE til mælkeflasker, som ved en markedsandel på 2 % er beregnet til 540 t, som bekræfter referencens 516 t. Forbruget af LD-PE kan være tyndfilm brugt til belægning af mælkekartoner.

Se her!

Bilag B:
Bearbejdning af data - "Familiens Miljøbelastning"

Bearbejdning af data vedr.: "Familiens Miljøbelastning"

(Dall og Toft, 1996) er bearbejdet således:

1. Data omfattende familiens forbrug af ca. 900 produkter findes på diskette i databaseprogrammet Paradox. En stor del af disse produkter er emballerede og emballagetype og mængde er oplyst. Oplysningerne er dog ikke direkte koblet på nævnte diskette, så derfor er der lavet en forespørgsel i Paradox, som kobler oplysningerne til brug for nærværende projekt. Koblingen produkt og indgående materialer giver i alt ca. 1750 oplysninger, hvoraf ca. 400 vedrører emballager. Oplysningerne er eksporteret til Excel for videre behandling.
2. Alle oplysninger som ikke vedrører plastemballager er slettet. Tilbage er oplysninger om ca. 190 plastemballager for produkter. Enkelte af produkterne bruger flere emballagetyper og for yderligere enkelte er plasten integreret med andet emballagemateriale, f.eks. PE i mælkekartoner.
3. Dunke til sprinklervæske, kølervæske og motorolie er tilføjet baseret på et eget skøn over forbrug, da oplysninger ikke har kunnet indhentes hos oliefirmaer. 4 l dunke til motorolie er medtaget, selvom de regnes som transportemballage og hovedsageligt omsættes af værksteder og servicestationer.
4. Sodavandsflasker af PET er tilføjet. Der er regnet med samme oplysninger om sodavandsforbrug, som Familieprojektet har brugt for glasflasker.
5. PVC er stort set ikke længere relevant som emballagemateriale. Efter snak med FDBŽs centrallaboratorie er antaget PE til frugt og grønt og til kød er beregnet en fordelingsnøgle ud fra emballage til fersk kød i "top 500". Den beregnede fordelingsnøglen er 43 % PS, 34 % PE, 23 % PET. FDBŽs emballageleverandør har betinget sig at eksakte oplysninger vedr. PVC substitution ikke oplyses af konkurencehensyn.
6. Fra det årlige forbrug i antal og emballagevægten er det årlige forbrug per familie beregnet i kg. Dette er omregnet til det årlige danske forbrug ved at gange med 2 mill. familier. Statistisk er der ca. 2,4 mill. familier herhjemme, men det er valgt "afrundet" at gange med 2 mill., da det synes at give et mere fornuftigt billede ud fra stikprøveberegninger i forhold til Danmarks Statistik, se nederst på siden. Årsagen er nok, at familien med 2 voksne og 2 børn er en stor familie i forhold til gennemsnittet 2,2 personer per familie.
7. Det er skønnet hvilke af emballagerne som er dunke/flasker og disse er lagt sammen i delsummer og emballagerne er summeret sammen per type.

Det bearbejdede resultat af Familiens Miljøbelastning er vist på de næste sider.

Delsummer for flasker/dunke er sammenlignet med "top 500". På størrelsesorden virker det rimeligt, idet dog emballage til flydende kemiske produkter tilsyneladende er faldet næsten ud i Top 500. Emballagesummerne per type er ligeledes rimelig sammenlignet med Top 500, bortset fra PS, men muligvis er skelner "top 500" ikke altid mellem PS og EPS.

Data er verificeret i forhold til Danmarks Statistik, idét det samlede årlige forbrug er fremkommet ved at gange med 2 mill. familier som beskrevet under punkt 6. Forbruget af øl, læskedrikke og vin er ca. 3 gange for lavt, hvorimod forbruget af mælk og brød passer rimeligt godt.

Se her!

Bilag C:
Indsamlingspotentialer og afsætning

Indsamlingspotentialer og afsætning

Indsamlingspotentialer og afsætningsmuligheder, samt de produkter plastemballage genvindes som er skitseret i tabellen på næste side. Tabellen forklares således:

1. Emballagetype og indhold

Emballagetyperne er dels skønnet i forhold til materialetyperne ved hjælp af tabel 1 i hovedteksten og dels vurderet af (Christensen, 2000)

2. Mængde af de enkelte materialetyper

Mængden af de enkelte materialetyper er hentet fra tabel 2 i hovedteksten, som har sit grundlag i (Miljøstyrelsen, 2000). For detailemballage er der kun taget hensyn til flasker (opgjort i tabellen i bilag A). En del materialetyper må formodes at være fejlskønnet, hvilket er kommenteret under bemærkninger. Det betyder, at de reelle potentialer kan være anderledes fordelt på materialer end hvad tabellen viser.

3. Afsætning, indsamling til genvindingsvirksomhed

Formålet med denne vurdering er at belyse, om der er begrænsning i muligheden af at få indsamlet plast genvundet. (Christensen, 2000) skønner, at der ikke er kapacitetsproblemer for genvinding af plast herhjemme, eller at plastskrot alternativt kan oparbejdes i udlandet. Begrænsninger ligger i, at nogle emballager kan give problemer for genvindingsvirksomheden med hensyn til miljø, arbejdsmiljø eller produktkvalitet.

4. Produkttype af genvundet plast

Plast, som kan genvindes uden kvalitetsproblemer, bliver brugt til produkter, som man alternativt ville have fremstillet i primær plast i nogenlunde samme eller måske lidt mindre mængde. Der vil ofte være tale om andre produkter end det oprindelige, men kvalitetsmæssigt giver det ingen mening at tale om downcykling (men nok om kompensering af egenskaber). Hvis der er kvalitetsproblemer bliver plasten brugt til produkter, som man alternativt ville have fremstillet af en betydelig mindre mængde primær plast, eller af et helt andet materiale, f.eks. træ. Der er her tale om downcykling.

Genvindings LD-PE bruges typisk til folier for landbrug, byggeindustri eller transportemballage samt til affaldssække og bæreposer. Genvindings HD-PE bruges typisk til transportkasser, paller eller trykløse rør, f.eks. kabelrør og –bakker. EPS kan f.eks. genvindes som stødabsorberende chips eller som PS; men bruges også som jordforbedringsmiddel til gartnerier, hvilket må anses for en væsentlig downcykling.

5. OBS! Problemer ved genvinding

Problemer med genvindingen referer til miljø, arbejdsmiljø eller produktkvalitet. Hvilke(t) af disse der er problemet er kommenteret under bemærkninger. Miljøproblemer kan opstå som følge af miljøskadelige rester i emballagen, f.eks. olie, rengøringsmidler, kemikalier, giftstoffer, etc.. Arbejdsmiljøproblemer kan opstå som følge af uhygiejnisk rester i emballagen, dvs. typisk fordærvelige fødevarer. Kvalitetsproblemer kan opstå, fordi rester i emballagen, som vanskeligt lader sig vaske ud, virker ødelæggende på plaststrukturen. Det gælder f.eks. olie-/fedtholdige produkter og levnedsmidler, lak/maling etc. Også emballager, som er nedbrudt på grund af brug kan give kvalitetsproblemer, f.eks. hvis de har indeholdt stærkt aggressive medier.

6. Afsætning for det genvundne produkt

Formålet med denne vurdering er at belyse, om der er begrænsning i afsætningsmuligheden af genvundet plast. (Christensen, 2000) skønner, at der ikke er afsætningsproblemer for genvundet plast herhjemme, forudsat at prisen er attraktiv og dokumentation af kvalitet er tilfredsstillende.

7. Bemærkninger

Bemærkningerne vedrører især materialetype og Obs! af problemer.

Se her!

Bilag D:
Rengøring af husholdningsemballage, COD og spildevandsrensning

Rengøring af husholdningsemballage, COD og spildevandsrensning

Se her!

Energiforbrug til spildevandsrensning:
per kg COD

Ifølge (Jørgensen, 2000)(Lynettefællesskabet, 2000)

Det antages at energiforbruget på rensningsanlægget hovedsageligt går til beluftning af tankene

* Produkt 9 sættes til 0 da det udvaskede produkt anvendes til dets funktionsformål.

Energiforbrug til vandopvarmning:
pr. Flaske

Cp=4,2 (kJ/kg*°C), effektivitets factor 90% for fyr

** Produkt 9 sættes til 0 da det udvaskede produkt anvendes til dets funktionsformål.

Produkt 13 & 18 er 0 da vask sker i koldt vand.

Energiforbrug ved emballagegenbrug, fortsat

* Produkt 9 sættes til 0 da det udvaskede produkt anvendes til dets funktionsformål.

** Produkt 9 sættes til 0 da det udvaskede produkt anvendes til dets funktionsformål.

Produkt 13 & 18 er 0 da vask sker i koldt vand.

Energiproduktion ved forbrændning af resterende indhold i plastemballagen

Brændværdi

Energi ved forbrænding:

Se her!
  

Energiforbrug ved emballagegenbrug

Energiforbrug pr. kg plast vandtemp 40 (°C)

Se her!
  

Energiproduktion ved forbrænding af resterende  indhold i plastemballagen

Brændværdi

Energi ved forbrænding:

Se her!

Der kan praktisk vælges 4 grupper svarende til COD grupperne:

Bilag E: Resultater af miljøvurderingerne

Resultater af miljøvurderingerne