| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Miljømæssige fordele og ulemper ved genvinding af plast

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 proces´s 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.